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BIORREMEDIACIÓN COMO ESTRATEGIA PARA LA RECUPERACIÓN DE
SUELOS MINEROS CONTAMINADOS CON MERCURIO, CADMIO Y PLOMO
(Hg, Cd, Pb)
IVETH PAOLA LONDOÑO OLIVERA
GRUPO DE BIOTECNOLOGIA
GRUPO DE AGUAS, QUÍMICA APLICADA Y AMBIENTAL
DIANA MARCELA OSSA HENAO, PhD.
Director.
UNIVERSIDAD DE CÓRDOBA
FACULTAD DE CIENCIAS BÁSICAS
DEPARTAMENTO DE QUÍMICA
PROGRAMA DE QUÍMICA
MONTERÍA
2020
Nota de aceptación
_____________________________
_____________________________
_____________________________
___________________________________
_______
____________________________________
___________________________________
Director del Trabajo de Grado
DIANA MARCELA OSSA HENAO, PhD
Jurado
DORA HELENA NORIEGA CABRIA
Jurado
ERICK LÓPEZ BARBOZA
AGRADECIMIENTOS
Agradezco primeramente a Dios por bendecir mí vida, por darme la fuerza y la
sabiduría necesaria para culminar este proceso de obtener uno de los anhelos más deseados.
A mis padres Daniel Londoño Bedoya y Marta Olivera Espinosa, a mi sobrino Josué Rocha
Londoño, a mis hermanas Wendy Londoño y Nataly Londoño, por sus consejos, por darme
ánimos y motivarme para salir siempre adelante, por su esfuerzo y sacrificio.
Agradezco a mi directora Diana Ossa Henao por su tiempo, rigor, apoyo, y guía que
me han brindado en este trabajo. A mis profesores del Departamento de química, por toda
la dedicación y esmero en enseñarme. A mis compañeros y amigos, Daniela Tano, Camila
Tamayo, Carlos Madera, Ángela González, Karina Causil, Thalía Pinedo, Karen
Hernández, por su apoyo personal y humano, gracias por el tiempo y premiarme con su
amistad.
De igual forma agradezco a las personas que abrieron sus puertas para alojarme en
Montería, a mis compañeros de pensión que siempre estaban dispuestos a sacar una sonrisa.
Gracias a mi pareja sentimental Ariel Bustamante, por la paciencia, motivación, consejos y
ánimos.
A todos muchas gracias. Esto es de ustedes y por ustedes.
ABREVIATURAS
UPME: Unidad de Planeación Minero Energética.
CEPAL: Comisión Económica para América Latina y el Caribe.
PNUMA: Programa de las Naciones Unidas para el Medio Ambiente.
MTs: Metalotioneínas (metaloproteína) ricas en cisteína tienen la capacidad de unirse
a metales pesados a través de los grupos tiol (-SH) de sus residuos de cisteína
ATPasa: protón ATPasa, enzima perteneciente a la familia de hidrolasas, específicamente
aquellos que actúan en anhídridos de ácido para catalizar el movimiento transmembrana de
sustancias.
Eh: potencial Redox, tendencia de las especies químicas en una reacción de óxido
reducción.
CIC: capacidad de intercambio catiónico, capacidad que tiene un suelo para retener y
liberar iones positivos, gracias a su contenido en arcillas y materia orgánica.
AMD: drenaje ácido de minas (acid mine drainage), es la formación de aguas ácidas, ricas
en sulfatos y metales pesados.
MENA: mineral o roca el cual contiene el elemento de interés en extracción minera.
TABLA DE CONTENIDO
1. INTRODUCCIÓN 1
2. OBJETIVOS 3
3. DESARROLLO DEL TEMA 4
CAPITULO I. EXPLOTACIÓN MINERA EN COLOMBIA/ DEGRADACIÓN
DEL SUELO POR METALES PESADOS 4
1.1 EL SUELO 5
1.2 PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL SUELO 5
1.3 COMPONENTE BIOLÓGICO DEL SUELO 7
1.4 MINERIA EN COLOMBIA 8
1.5 TITULOS MINEROS EN COLOMBIA 9
1.6 MINERIA EN AMERICA LATINA 10
1.6.1 CONVENIO DE MINIMATA SOBRE EL MERCURIO 10
1.6.2 LEY 1658 DE 2013 PARA EL USO DEL MERCURIO EN COLOMBA 11
1.7 METALES PESADOS: MERCURIO, CADMIO Y PLOMO. 11
1.7.1 MERCURIO (Hg) 12
1.7.2 CADMIO (Cd) 13
1.7.3 PLOMO (Pb) 14
1.8 PROBLEMAS DE CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS 15
1.9. VULNERABILIDAD DEL SUELO ANTE LOS CONTAMINANTES QUÍMICOS
(METALES PESADOS) 16
1.10 CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN COLOMBIA 17
1.10.1 AMALGAMACIÓN CON MERCURIO 18
1.10.2 DRENAJE ÁCIDO DE MINAS 19
1.10.3 CONTAMINACION CON CADMIO Y PLOMO 20
1.11 CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN EL MUNDO 21
1.11.1 METALES PESADOS EN CHINA Y JAPÓN 21
1.11.2 METALES PESADOS EN ESPAÑA 22
1.11.3 METALES PESADOS EN NIGERIA- AFRICA 23
1.12 REMEDIACIÓN DEL SUELO 23
CAPITULO II. ESTRATEGIAS DE REMEDIACIÓN BIOLOGICA 28
2.1 BIORREMEDIACIÓN 30
2.2 REMEDIACIÓN MICROBIANA 31
2.3 MECANISMOS DE REMEDIACIÓN MICROBIANA 31
2.3.1 BIOSORCIÓN 33
2.3.2 BIOACUMULACIÓN 34
2.3.3 BIOTRASFORMACIÓN 34
2.3.4 BIOMINERALIZACIÓN 35
2.4 PAPEL DEL operón mer EN LA BIORREMEDIACIÓN 35
2.5 FACTORES QUE AFECTAN LA BIORREMEDIACIÓN 37
2.5.1 FACTORES BIOTICOS 38
2.5.2 FACTORES ABIOTICOS 38
2.5.2.1 PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL SUELO 38
2.5.2.1.1 pH 38
2.5.2.1.2 TEMPERATURA 39
2.5.2.1.3 POTENCIAL REDOX 40
2.5.4 EFECTO CONTAMINANTES EN LA BIORREMEDIACION 40
2.6 EVALUACIÓN DE LA EFECTIVIDAD DE LA REMEDIACIÓN DEL SUELO 41
2.7 EJEMPLOS PUNTUALES DE MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN LA
BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS 44
2.7.1 BIORREMEDIACIÓN DE METALES POR EXTREMÓFILOS 45
2.7.1.1 EJEMPLOS EN BIORREMEDIACIÓN DE METALES PESADOS POR
EXTERMÓFILOS 46
2.7.2 ACTIANOBACTERIAS Y SU PAPEL EN LA BIORREMEDIACIÓN DE
METALES PESADOS 47
2.7.3 MICROALGAS EN BIORREMEDIACIÓN DE Hg, Cd Y Pb 48
2.7.3.1 MICROALGAS EN LA REMEDIACIÓN DE CADMIO 48
2.7.3.2 MICROALGAS EN LA REMEDIACIÓN DE MERCURIO 50
2.7.3.3 MICROALGAS EN LA REMEDIACION DE PLOMO 51
2.7.4 RIZORREMEDIACIÓN: TECNOLOGÍA COMBINATORIA DE LA BIO /
FITORREMEDIACIÓN 52
2.7.4.1 MECANISMOS DE ELIMINACIÓN DE IONES METALICOS 53
2.7.4.2 FORMACIÓN DE BIOPELÍCULAS 53
2.7.4.3 PRODUCCIÓN DE ÁCIDOS ORGÁNICOS 53
CAPITULO III. AVANCES TECNOLÓGICOS EN LA OPTIMIZACIÓN DE
TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN 58
3.1TECNOLOGÍAS DE BIORREMEDIACIÓN 58
3.1.1ELECTROQUÍMICA MICROBIANA (MET) 59
3.1.1.1 EJEMPLOS PUNTUALES DEL USO DE ELECTROQUÍMICA
MICROBIANA 63
3.1.2 BIOCARBON (BIOCHAR) PARA BIORREMEDIACIÓN 64
3.1.2.1 PREPARACIÓN DE BIOCARBÓN A PARTIR DE DIFERENTES
MATERIAS PRIMAS 65
3.1.2.2 EFECTOS DEL USO DE BIOCHAR EN SUELO 67
3.1.2.3 EJEMPLOS PUNTUALES DEL USO DEBIOCARBÓN EN
BIORREMEDIACIÓN 68
3.1.3 BACTERIAS DISEÑADAS PARA BIORREMEDIACIÓN 72
3.1.3.1 TECNOLOGÍA DE ADN RECOMBINANTE 72
3.1.3.2 MEZCLA DEL GENOMA BACTERIANO 74
3.1.3.3 USO DE ENZIMAS EN BIORREMEDIACIÓN 75
3.1.3.4 EJEMPLOS PUNTUALES DE LA UTILIZACIÓN DE BACTERIAS
DISEÑADAS EN BIORREMEDIACIÓN 78
3.1.4 TECNOLOGÍA DE REMEDIACIÓN MEDIANTE EL USO DE
NANOPARTÍCULAS 78
3.1.4.1 INTERACCIÓN NANOPARTÍCULA Y MICROBIO 79
3.1.4.2 NANOBIORREMEDIACIÓN: USO COMBINADO DE
NANOPARTÍCULAS Y BIORREMEDIACIÓN 80
3.1.4.3 EJEMPLOS PUNTUALES DE LA UTILIZACIÓN DE
NANOPARTÍCULAS EN BIORREMEDIACIÓN 82
3.1.5 BIORREACTORES EN BIORREMEDIACIÓN 83
3.1.5 EJEMPLOS PUNTUALES DE LA UTILIZACIÓN DE BIORRACTORES
EN BIORREMEDIACIÓN 84
3.2 TÉCNICAS DE OPTIMIZACIÓN APLICADAS A LA BIORREMEDIACIÓN 85
3.2.1 MATERIALES DE MEMBRANA PARA TECNOLOGÍA ELECTROQUÍMICA
MICROBIANA 86
3.2.2 BIOFILMS EN BIORREMEDIACIÓN 89
3.2.3 BIOAUMENTACIÒN COMO MEJORA DE UN PROCESO
BIORREMEDIATIVO 90
3.2.4 SINERGIA ENTRE MICROORGANISMOS EN BIORREMEDIACIÓN 94
3.2.5 CICLODEXTRINAS (CD) Y RAMNOLÍPIDOS EN BIORREMEDIACIÓN 96
4. CONCLUSIONES 97
5. BIBLIOGRAFIA 101
LISTA DE TABLAS
Tabla 1. Propiedades físicas del suelo. 6
Tabla 2. Propiedades químicas del suelo. 6
Tabla 3. Diferentes formas químicas del mercurio en el ambiente. 13
Tabla 4. Resumen de estadísticas de Cd, Cu, Hg, Pb (mg / kg) en: suelos en el área de Dexing,
suelos en la provincia de Jiangxi y área de Hongqiling. 22
Tabla 5. Ventajas y Desventajas de los tratamientos de remediación. 24
Tabla 6. Tecnologías de biorremediación en suelos. 29
Tabla 7. Ejemplo de Algunos microorganismos utilizados en biorremediación. 31
Tabla 8. Mecanismos de remediación Microbiana. 33
Tabla 9. Genes en mer operon y sus funciones. 36
Tabla 10. Principales factores que afectan la biorremediación de suelos contaminados 37
Tabla 11. Biosorción de Cd por diferentes cepas de microalgas. 50
Tabla 12. Biosorción de Hg por diferentes cepas de microalgas 51
Tabla 13. Biosorción de Pb por diferentes cepas de microalgas 51
Tabla 14. casos de bacterias PGP mejoraron la fitorremediación de metales pesados 55
Tabla 15. Algunos microorganismos, sustratos y aceptores de electrones en
electrorremediación 60
Tabla 16. La aplicación en suelos contaminados por metales pesados de MFC y su desempeño 64
Tabla 17. Diversas materias primas y métodos para la preparación de biocarbón. 66
Tabla 18. Ejemplos de absorción por biochar para remediar contaminantes orgánicos y metales 68
LISTA DE FIGURAS
Figura 1. El suelo y su composición 5
Figura 2. Componente biológico del suelo 7
Figura 3. Explotación minera. 10
Figura 4. Especies químicas del mercurio en el ambiente 14
Figura 5. Drenaje acido de minas 20
Figura 6. Mecanismos de remediación microbiana 32
Figura 7. Métodos de evaluación en la remediación de suelos. 42
Figura 8. Categorías de organismos extremófilos y aplicaciones 46
Figura 9. Mecanismos de eliminación de iones metálicos por microorganismos de rizosfera. 54
Figura 10. Descripción esquemática de las reacciones catalizadas por microbios que tienen lugar
en el ánodo y en el cátodo de un sistema electroquímico microbiano 60
Figura 11. Producción y usos del biochar 65
Figura 12. Esquema del proceso biorremediativo con biocarbon descrito por (Wu et al., 2019). 70
Figura 13. Biorremediación de suelos enriquecidos con Cd utilizando lombrices de tierra. 71
Figura 14. Esquema de aplicación de nanoparticulas de hierro en el proceso de remediación de
aguas subterráneas. 81
Figura 15. Diagrama esquemático del intercambio iónico a través de membranas AEM y CEM. 87
Figura 16. Esquema de una membrana compuesta. 87
Figura 17. Diagrama esquemático del transporte de iones a través de membranas cerámicas 88
Figura 18. Esquema de la formación de biofilm. 90
Figura 19. Especies de ciclodextrinas nativas. 97
Figura 20. Representacion molecular de mono-ramnolipidos (parte superior), di- ramnolipidos
(parte inferiror), producidos por la cepa Pseudomonas aeruginosa 99
RESUMEN
La contaminación de suelos mineros por metales como Mercurio (Hg), Cadmio
(Cd) y Plomo (Pb), es un riesgo serio para la salud pública y ambiental. La toxicidad y
estabilidad química que presentan estos elementos frente a procesos de biodegradación
natural, hace que los seres vivos no sean capaces de neutralizarlos, creando un problema
por bioacumulación y un efecto creciente de su concentración en suelos y en la cadena
trófica. Las técnicas fisicoquímicas aplicadas convencionalmente para la recuperación de
ambientes degradados son poco efectivas, exigen altos costos de operación, sin contar con
la generación de residuos con potencial contaminante adicionales a estas. Como resultado,
en los últimos años se ha centrado la atención en tecnologías de biorremediación, dado a su
eficiencia, menores costos operativos y por contribuir de manera positiva al ambiente.
La biorremediación aplica microorganismos para modificar, neutralizar o
inmovilizar la estructura química del contaminante presente en matrices como suelo,
sedimentos, agua y aire. Este trabajo revisa las aplicaciones de la biorremediación en la
recuperación de suelos contaminados, estrategias, mecanismos y condiciones en las cuales
se da la estabilización y neutralización de los contaminantes. Así como aborda el problema
allegado a la explotación minera.
Palabras claves: Biorremediación, metales pesados, contaminación de suelos, recuperación
de suelos.
ABSTRACT
The contamination of mining soils by metals such as Mercury (Hg), Cadmium (Cd)
and lead (Pb), is a serious risk for public and environmental health. The toxicity and
chemical stability that these elements present in the face of natural biodegradation processes
makes living beings unable to neutralize them, creating a problem due to bioaccumulation
and an increasing effect of their concentration in soils and in the trophic chain. The
physicochemical techniques conventionally applied for the recovery of degraded
environments are not very effective, they require high operating costs, without counting on
the generation of waste with additional polluting potential to these. As a result, in recent
years, attention has been focused on bioremediation technologies, given their efficiency,
lower operating costs and their positive contribution to the environment.
Bioremediation applies microorganisms to modify, neutralize or immobilize the
chemical structure of the contaminant present in matrices such as soil, sediments, water and
air. This work reviews the applications of bioremediation in the recovery of contaminated
soils, strategies, mechanisms and conditions to which the stabilization and neutralization of
contaminants occurs. As well as addressing the problem related to mining.
Keywords: Bioremediation, heavy metals, soil contamination, soil recover
1
1. INTRODUCCIÓN
A lo largo de los años el suelo ha sido un recurso de vital importancia para el
hombre. Hoy en día la preocupación más grande incurre en las diversas actividades que han
llevado a su degradación. Estudios a nivel mundial indican que casi un 25% de los suelos
han sido degradados debido a la erosión, contaminación atmosférica, agricultura, ganadería
extensiva, deforestación, salinización y a la urbanización (IPBES, 2018) (Jaramillo, 2015),
factores que se engloban a causas ambientales y antropogénicas. En Colombia, las
actividades extractivas principalmente ligadas al petróleo y minería, contribuyen de manera
importante al producto interno bruto del país (PIB), sin embargo, los impactos negativos
que genera la extracción, procesamiento y transporte afectan directamente la calidad y la
productividad de los recursos naturales incluido el suelo.
La explotación minera está generando contaminación por metales pesados como
Hg, Pb y Cd. A pesar que el gobierno implementa una normativa de control ambiental, (Ley
1658 de 2013 para la comercialización y el uso de mercurio en las diferentes actividades
industriales del país y Convenio de Minamata, tratado mundial para la protección de la
salud humana ante el uso del Hg), se ha dicho que un 80% de la minería en el país es ilegal
(Correa, 2017). La emisión, deposición o vertimiento de metales pesados crea un grave
problema, que no solo perjudica el carácter ambiental, sino también la salud pública. Dado
a su tendencia a formar complejos solubles, estos metales son transportados y distribuidos
a los ecosistemas hasta incorporarse en la cadena trófica (Londoño et al., 2016). Para el
caso del mercurio, este tiene la capacidad de biomagnificarse ( Kumari, 2020), ser retenido
por la materia orgánica, óxidos de hierro y manganeso así como por las arcillas (Mosa et
al., 2016), lo que hace que permanezca por largos periodos de tiempo en el suelo y se
acompañe de otros como el cadmio y el plomo.
Por lo anterior, en los últimos años se han ideado alternativas que promuevan la
recuperación de suelos contaminados mediante el uso de biotecnologías de remediación,
que presentan menores costos y bajo impacto ambiental, frente a las técnicas
convencionales. La biorremediación, es una estrategia que abarca procesos en donde se
utilizan microorganismos, hongos o enzimas derivadas de ellos para la recuperación de
2
ambientes que han sido degradados (Beltrán & Gómez, 2016). La literatura reporta
microorganismos como Pseudomonas sp., Enterobacter sp., Psychrobacter sp., Citrobacter
braakii y Alcaligenes sp.; también bacterias del género Lactobacillus (que incluyen
especies como L. bulgaricus, L. paracasei y L. plantarum), micro algas como, Chaetoceros
sp., Chlorella sp., Coelastrum sp., Parachlorella sp., Chlorella vulgaris. (Ibuot et al., 2017;
Kit Leong & Chang, 2020) y hongos como Hypholoma fasciculare y Coriolus versicolor
(Puicon & Hurtado, 2016) utilizados en procesos remediativos.
La Biorremediación es una tecnología prometedora, dado que aprovecha la
capacidad de remoción de metales que poseen bacterias, micro algas y hongos, siendo ésta
superior a la reportada con métodos fisicoquímicos. En el caso de los suelos, el objetivo de
un proceso remediador no debe ser solamente eliminar el contaminante, sino recuperar la
calidad del mismo, entendida como la capacidad de dicho recurso para realizar sus
funciones de forma sostenible (Verma & Kuila, 2019)
El presente trabajo en modalidad de monografía, busca recopilar información
sobre la labor conjunta que pueden realizar microorganismos y bacterias para la
remediación de suelos contaminados con metales pesados, específicamente con mercurio,
cadmio y plomo, como una alternativa que mejora las condiciones ambientales, la salud del
suelo y los ecosistemas.
3
2. OBJETIVOS
2.1. OBJETIVO GENERAL
Dar a conocer estrategias de remediación biológica, mediante recolección de
información en artículos científicos, publicaciones, resultados de investigaciones, que
permitan comprender en qué consisten las metodologías de biorremediación para la
recuperación de suelos contaminados con metales pesados, mercurio, cadmio y plomo.
2.2. OBJETIVOS ESPECIFICOS
Exponer la problemática de contaminación que genera la explotación minera en
Colombia, enfocándose en la degradación del suelo por metales pesados.
Precisar en qué consiste la biorremediación y sus mecanismos como medida
ambiental para la recuperación de suelos mineros.
Conocer los avances tecnológicos en cuanto a la optimización de las técnicas de
remediación biológica.
4
3. DESARROLLO DEL TEMA
Para el desarrollo de la temática, esta fue abordada en capítulos, siendo que cada
capítulo corresponde a los objetivos específicos del trabajo, en su defecto se trabajaron tres.
Dichos capítulos se documentaron con información recopilada de bases de datos, artículos
de investigación con un periodo de publicación entre los años 2015-2020, libros y revistas.
Se emprenden las temáticas del suelo, contaminación y explotación minera,
biorremediación, mecanismos de remediación microbiana, los factores de incidencia en el
proceso biorremediativo, ejemplos de microorganismos, tecnologías de biorremediación y
optimización de técnicas.
CAPITULO I. EXPLOTACIÓN MINERA EN COLOMBIA/ DEGRADACIÓN
DEL SUELO POR METALES PESADOS
Este capítulo aborda la matriz de estudio suelo, como recurso principal en el que se
desarrollan diversos procesos que permiten la vida y subsistencia de todo un sistema
edáfico. De igual forma menciona la actividad minera como fuente de degradación del
recurso suelo, la minería en Colombia y otros países, y los problemas de contaminación por
metales pesados, mercurio, cadmio y plomo. La información plasmada proviene de reportes
de organismos como, la Unidad de Planeación Minero Energética UPME, Programa de las
Naciones Unidas para el Medio Ambiente (PNUMA), Agencia nacional de minería (ANM),
FAO, Agencia de protección ambiental de los EE. UU (EPA), Ministerio de Ambiente y
desarrollo sostenible, Organización de las naciones unidas ONU, Comisión Económica para
América Latina y el Caribe (CEPAL). Lo que se busca es dar a conocer como incide la
actividad minera y los metales pesados en la degradación y contaminación de los suelos,
advertir de los niveles de contaminación de metales pesados Hg, Cd y Pb reportados en
Colombia y en otros países y las técnicas fisicoquímicas convencionales para la
recuperación de suelos.
1.1. EL SUELO
La Organización de las Naciones Unidas para la Alimentación y la Agricultura,
(FAO, s.f.) define el suelo como la parte superficial de la corteza terrestre, biológicamente
activa, que proviene de la desintegración o alteración física y química de las rocas y de los
5
residuos de las actividades de seres vivos. Otro enfoque al concepto lo ofrece (Navarro,
2014) definiéndolo como la capa superior de la tierra que se distingue de la roca sólida en
donde las plantas crecen, Figura 1.
De manera que los suelos deben considerarse como formaciones geológicas
naturales que se desarrollan bajo condiciones climáticas diversas y materiales de origen
distintos. “Con este enfoque, nos encontramos con una concepción fisiológica vegetal que
define el suelo como la mezcla de partículas sólidas pulverulentas, de agua y de aire,
provista de los elementos necesarios para las plantas” (Navarro, 2014, p. 32).
Figura 1. El suelo y su composición. Fuente (Gómez, 2016)
1.2. PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL SUELO
Las propiedades físicas se designan como aquellas que se pueden sentir, oler y/o
medir y que están relacionadas con la estructura, textura, color y capacidad para retener
agua, la tabla 1, describe las propiedades físicas presentes en el suelo.
6
Tabla 1. Propiedades físicas del suelo.
PROPIEDADES FÍSICAS DEL SUELO
COLOR
Propiedad que depende de sus componentes y varía con el contenido de
humedad, materia orgánica presente y grado de oxidación de minerales
presentes.
TEXTURA
Relacionada con la cantidad de partículas de distintos tamaños, como
puede ser arena (2,0-0,05 mm), limo (0,05-0,02 mm) y arcilla (menos de
0,002 mm).
POROSIDAD Porcentaje del volumen del suelo no ocupado por sólidos.
CAPACIDAD DE
RETENER AGUA La retención del agua depende de los poros disponibles.
ESTRUCTURA Manera en la que se agrupan las partículas del suelo y los espacios.
DENSIDAD Se refiere al peso por volumen del suelo. Existen dos tipos de densidad,
real y aparente.
(Aabida, 2018; Seminis, 2016).
En cuanto a las propiedades químicas, estas son variables y se requiere hacer un
análisis para saber con precisión cuáles están presentes, cuáles faltan y cuáles están en
exceso. En la tabla 2 se muestran algunas propiedades químicas de los suelos.
Tabla 2. Propiedades químicas del suelo.
PROPIEDADES QUÍMICAS DEL SUELO
Capacidad de
Intercambio Catiónico
(CEC)
Habilidad del suelo para retener iones positivos. Entre mayor sea el
CEC, será mayor la cantidad de potasio, amonio, calcio, magnesio,
zinc, cobre, fierro y manganeso.
pH Mide qué tan ácido o alcalino es un suelo, La mayor disponibilidad
de nutrientes se encuentra a pH entre 6,5 y 7,5
(FAO, 2020; Seminis, 2016).
Desde el punto de vista biológico, las características del suelo más importantes son
su permeabilidad, relacionada con la porosidad, su estructura y su composición química.
Los suelos retienen las sustancias minerales que las plantas necesitan para su nutrición
vegetal y que se liberan por la degradación de los restos orgánicos. Un buen suelo es la
primera condición para la productividad agrícola.
7
1.3. COMPONENTE BIOLÓGICO DEL SUELO
El componente biológico del suelo se constituye de bacterias, protozoarios,
hongos, algas, insectos, artrópodos, vegetación, entre otros, que dentro de sus múltiples
funciones están la formación del suelo, el crecimiento vegetal y el ciclo del carbono, Figura
2. Estos organismos son muy importantes, ya que mejoran las condiciones del suelo,
acelerando la descomposición y mineralización de la materia orgánica, la cual queda a
disposición de las plantas (Pescador et al., 2016).
En cuanto a su constitución biológica, la clasificación más utilizada se basa
principalmente en el tamaño del cuerpo de los organismos, dividiéndose en cuatro grupos:
la micro flora que abarca bacterias, hongos y algas; la micro fauna, compuesta por
protozoarios, nemátodos, rotíferos y ácaros pequeños; meso fauna que comprende
colémbolos y ácaros; por último, la macro fauna que incluye a los organismos invertebrados
de mayor tamaño (FAO, 2020).
Figura 2. Componente biológico del suelo. Fuente (Planetagronomico.com).
Los microbios controlan la disponibilidad de muchos nutrientes importantes para
las plantas, ya que son capaces de transformar los compuestos de carbono y nitrógeno en
dióxido de carbono y nutrientes necesarios para el crecimiento, también contribuyen a la
8
formación de materia orgánica, convirtiéndola en ácidos orgánicos (Pescador et al., 2016).
Por otro lado, los factores que demarcan el número y tipo de microorganismos son, la
composición del suelo (cantidad y tipo de nutrientes), las características físicas del suelo
(grado de aireación, humedad, temperatura y pH), el tipo de plantas en el suelo (el sistema
de raíces influye en el número y tipo de organismos presentes), entre otros. (Beltrán et al.,
2017)
Los organismos más comúnmente presentes en el suelo cumplen funciones
diferenciales y acorde con su naturaleza, como es el caso de las bacterias, las cuales tienden
a utilizar las fracciones más simples como son los exudados radiculares y los residuos
vegetales frescos, mientras que los hongos tienden a utilizar compuestos complejos como
son residuos fibrosos, la madera y el humus (Cruz, 2018).
1.4. MINERIA EN COLOMBIA
La minería es una de las actividades económicas más antiguas en el mundo. Los
conocimientos de orfebrería se remontan hace cientos de años cuando las culturas indígenas
precolombinas tomaban el oro para hacer adornos en sus vestiduras como una
representación religiosa. Su extracción era de forma simple, se aprovechaba la diferencia
de densidad y la difusión del mismo a altas temperaturas. En los últimos años el sector
minero- energético en Colombia ha tomado fuerza, aprovechando la riqueza natural del
territorio nacional (Martínez & Reinaldo, 2018).
Colombia tiene una enorme riqueza minera, en la que se destacan reservorios de
oro, carbón, esmeralda, cobre, níquel y mineral de hierro en los metales; arena, sales, piedra
y arcilla en los productos no metálicos, Figura 3. También se encuentran presentes en el
subsuelo minerales como cobre, hierro, manganeso, plomo, zinc y titanio. Colombia reposa
sobre sal terrestre y marina, gravas, arenas, arcilla, caliza, azufre, barita, bentonita,
feldespato, fluorita, asbesto, magnesita, talco, yeso, roca fosfórica y rocas ornamentales.
(Ministerio de Minas y Energía, 2016).
9
Figura 3. Explotación minera. Fuente (Dinero, 2017).
1.5. TITULOS MINEROS EN COLOMBIA
Con alrededor de 8.880 títulos mineros (ANM, 2018), Colombia distribuye esta
actividad en su mayor parte en los departamentos de Antioquia, Bolívar, Caldas y Chocó.
Entre los departamentos con más títulos mineros están Antioquia y Boyacá con 1.448 y
1.446, respectivamente, los cuales corresponden a 32,6% de los que hay en el país.
Posteriormente, está Cundinamarca con 978, Norte de Santander con 623, y Santander con
570 títulos. (Piñeros, 2017). Teniendo en cuenta el mineral según su uso, los más explotado
son materiales de construcción 57%, seguido por carbón que representa un 17%, metales
preciosos 11%, calizas 5%, minerales Industriales 4%, piedras preciosas 4% y otros Metales
2% (ANM, 2018).
Por otra parte, las mayores áreas del territorio tituladas para desarrollar proyectos
mineros son en un 22% competencia de la Gobernación de Antioquía, seguido por el PAR
Cartagena y el PAR Valledupar con un 10% cada uno (ANM,2019). Reportes actuales
indican que, de los 114 millones de hectáreas del territorio nacional, sólo el 5% están
tituladas para la actividad minera, de las cuales el 2.3% están en exploración, 1.6% en
construcción y montaje, y 1.1% en explotación (ANM, 2019). El 47 % de las extracciones
se realizan sobre los minerales no metálicos (arena, arcilla, grava, caliza, piedra, sal, entre
otros); el 32 % se realiza sobre minerales metálicos (oro, plata, platino, concentrado de
cobre, hierro, plomo y ferroníquel) y el 19 % sobre carbón (Paz Cardona, 2018).
10
Entre otros productos de extracción minera reportadas por la UPME, se encuentra
el carbón con 90,5 millones de toneladas anuales, oro 62 toneladas anuales, para níquel
Colombia aporta el 2% del total global (UPME, 2017).
1.6. MINERIA EN AMERICA LATINA
De acuerdo a datos de (CEPAL, 2018) américa latina y el caribe cuenta con
importantes reservas mineras que a nivel global se resumen en: 65% de litio, 49% de plata,
44% de cobre, 33% de estaño. Chile es el primer país en producción de cobre, Brasil el
tercero en hierro, México el mayor productor de plata y Perú está entre los primeros en
plata, cobre, oro y plomo. En las minas primarias de Brasil y Bolivia utilizan mercurio
directamente en los molinos para realizar molienda y amalgamaciones simultáneas, en el
proceso pierden entre 5 Kg a 10 Kg de mercurio (en casos extremos hasta 25 Kg) para
recuperar 1 Kg de oro. Las perdidas promedio que ocasionan los mineros informales de
Brasil o “Garimpeiros” se han estimado en 2 Kg de Hg por Kg de oro obtenido. Bermeo en
(2001) indica que en Ecuador se utiliza entre 1.5 y 2 Kg de mercurio para la producción de
1 Kg de oro. Por su parte en Colombia se utilizan 14 gramos de Hg para extraer 1 gramo de
oro.
1.6.1 CONVENIO DE MINAMATA SOBRE EL MERCURIO
El Convenio de Minamata sobre el Mercurio es un tratado mundial para proteger
la salud humana y el medio ambiente de los efectos adversos de este elemento, aprobado el
10 de octubre de 2013 en Kumamoto, Japón y entro en vigor en agosto de 2017. Lo
comprenden 35 artículos en los que se tratan temas como: fuentes y suministro de mercurio,
productos con Hg añadido, procesos de fabricación con utilización de Hg, extracción de oro
artesanal, emisiones, almacenamiento provisional, desechos de Hg, sitios contaminados,
comité de aplicación y cumplimiento entre otros. Reconociendo que el mercurio es un
producto químico de preocupación mundial debido a su transporte a larga distancia en la
atmósfera, su persistencia en el medio ambiente tras su introducción antropogénica su
capacidad de bioacumulación en los ecosistemas y sus importantes efectos adversos para la
salud humana y el medio ambiente (ONU, 2017).
11
1.6.2 LEY 1658 DE 2013 PARA EL USO DEL MERCURIO EN COLOMBIA
En el artículo 3 de la Ley 1658 de 2013, se decreta que los ministerios públicos de
medio ambiente y sectoriales establecerán las medidas necesarias para reducir y eliminar
de manera segura y sostenible, el uso de mercurio en las diferentes actividades industriales
del país, además establece plazos para erradicar el uso del mercurio en todo el territorio
nacional, los cuales son de 5 años para las actividades mineras y 10 años para los demás
sectores productivos (Ministerio de ambiente, 2018).
1.7. METALES PESADOS: MERCURIO, CADMIO Y PLOMO.
Los metales pesados son definidos como aquellos elementos químicos que
presentan una densidad igual o superior a 5 g/cm3 cuando están en forma elemental o cuyo
número atómico es superior a 20 (Londoño et al., 2016). Son originados de forma natural
o por fuentes antropogénicas como la erosión del suelo, la combustión de combustibles
fósiles, minería y la aplicación de pesticidas (Zhanga et al., 2020). Naturalmente este tipo
de elementos se encuentran en el suelo, en zonas mineras en explotación además del mineral
de interés también puede encontrarse plomo o cadmio asociado a elementos como
cobre, plata o zinc, de igual forma en minería aurífera se usa el mercurio para la separación
del oro de la mena.
La toxicidad de estos metales generalmente no se designa por sus características
esenciales, sino por las concentraciones en las que pueden presentarse, y casi más
importante aún, el tipo de especie en que se presentan en un determinado medio o momento
(Higueras et al., 2018). Elementos como el mercurio muestran una elevada tendencia a
biomagnificarse o bioacumularse a través de las cadenas tróficas (Liu et al., 2018). El
Cadmio suele recorrer grandes distancias desde la fuente de emisión a través del aire, se
acumula rápidamente en muchos organismos. En cuanto al plomo, frecuentemente se
encuentran concentraciones en agua, aire, suelo y productos de consumo como vegetales,
incorporándose conjuntamente con los alimentos o partículas que se respiran hasta alcanzar
límites de toxicidad. Estos metales pueden producir intoxicaciones crónicas si se incorporan
12
lentamente en el organismo, dañando tejidos y órganos produciendo enfermedades como el
cáncer. Además, la exposición a estos en altas concentraciones ocasiona graves problemas
en el desarrollo, crecimiento y reproducción de los seres vivos (Zhanga et al., 2020).
Los metales como Cd, Pb y Hg pueden ejercer su toxicidad al interactuar
metabólicamente con elementos nutricionalmente esenciales como el calcio y el hierro,
interfiriendo con funciones fisiológicas vitales. El plomo y el mercurio pueden causar estrés
oxidativo debido a la generación de especies reactivas de oxígeno como el H2O2, la
presencia de especies reactivas de oxígeno en el organismo puede provocar daños
importantes en los ácidos nucleicos, los lípidos y las proteínas, provocando la muerte celular
o una respuesta carcinogénica (Giovanella et al., 2020).
1.7.1 MERCURIO (Hg)
A este elemento se la atribuye una alta toxicidad y su ciclo biogeoquímico puede
verse altamente modificado o acelerado por actividades antropogénicas relacionadas con la
minería y metalúrgica (O'Connor et al., 2019). El mercurio cambia sus formas y estados
químicamente en los alrededores y se trasloca de un lugar a otro, para adentrarse en suelos
y sedimentos ( Kumari, 2020). De acuerdo con (Kit Leong & Chang, 2020) la alta toxicidad
del mercurio se asocia principalmente con la capacidad para penetrar la barrera
hematoencefálica (barrera protectora entre los vasos sanguíneos del cerebro y los tejidos
cerebrales), también causa interferencia con la absorción de metales esenciales,
modificación del estado redox celular y la ruptura de proteínas. La tabla 3 ilustra las
diferentes formas químicas del Hg en el ambiente (Mosa et al., 2016).
El Hg (II) presenta una alta tendencia de unión con los componentes del suelo, lo
cual reduce su biodisponibilidad. Por otro lado, las formas orgánicas de este metal pesado,
principalmente el MeHg, son altamente tóxicas y se acumulan en membranas biológicas.
Este carácter orgánico lo hace ser el compuesto más peligroso para seres humanos y
organismos por su poder de biomagnificación (O'Connor et al., 2019).
En suelos sin problemas de contaminación es posible encontrar concentraciones
de 0.02 y 0.41 mg/Kg ( Kumari, 2020), por debajo del límite permisible reportado por la
Agencia de protección ambiental de los estados Unidos EPA < 1 mg/kg de Hg (EPA.,
13
1996). Sin embargo, según reportes entre el periodo 2005 - 2006, en el distrito minero de
Guizhou, China, se encontró una concentración de 44.000 mg/kg de Hg, considerado el
lugar más contaminado por Hg del mundo, seguido por Almadén, España, con una
concentración de 34.000 mg/ kg (Higueras, 2016). En Colombia se han encontrado
concentraciones del metal en suelos de: 0,27 mg/kg en suelos urbanos en Bucaramanga,
Santander (Muñoz, 2016), en Bolívar 23.83 mg/kg en zona de incidencia minera en San
Martin de Loba ( Rocha, Olivero, & Caballero, 2018) y en Córdoba se encontraron
concentraciones de mercurio total THg 0,23 - 6,32 mg/kg en zona minera el Alacrán, Puerto
Libertador (Martínez et al., 2017).
Tabla 3. Diferentes formas químicas del mercurio en el ambiente.
Tomado de la adaptación de ( Kumari, 2020).
Forma del Mercurio Propiedades químicas y biológicas
Elemental Hg0
comparativamente menos reactivo y menos tóxico en el
medio ambiente, pero altamente tóxico cuando se inhala en
forma de vapor.
Hg 2+ Tóxico pero no puede atravesar la membrana biológica.
Organomercuriales RHg+
Muy tóxico, específicamente metilmercurio, fácilmente
transportable a través de membranas biológicas, se somete a
biomagnificaciones.
Diorganomercurial R2Hg Menos tóxico, cambios en RHg+ en medio ácido.
Sulfuro mercúrico HgS Altamente insoluble y no tóxico; atrapado en el suelo de esta
forma.
14
Figura 4. Especies químicas del mercurio en el ambiente. Fuente (Ortiz, 2018)
1.7.2 CADMIO (Cd)
Con características y comportamiento similar al Zn y Hg. Se le atribuye una alta
toxicidad y suele encontrarse en la naturaleza asociado a metales como el zinc, plomo y
cobre (Kubier et al., 2019). A su vez actividades como metalurgia y minería han
contribuido a su dispersión en el ambiente (Sánchez Barrón , 2016).
Este metal produce efectos nocivos en suelos, plantas, microorganismos y seres
humanos. La problemática con este elemento además de su alta toxicidad radica en su larga
vida media y en la capacidad de ser acumulado en los seres vivos y el suelo. Su tasa de
transferencia según (Amjad et al., 2017) depende del tipo de suelo, planta, pH del suelo,
contenido de humus, disponibilidad de la materia orgánica, tratamiento del suelo con
fertilizantes, la mineralogía, y la presencia de otros elementos como el zinc. Su
comportamiento está ligado con la reacción química en el suelo (grado de acidez o basicidad
presente en el suelo). En suelos ácidos, la materia orgánica y los sesquióxidos (oxido cuya
15
molécula contiene tres átomos de oxígeno con dos átomos de otro elemento) controlan la
solubilidad del metal, el cadmio se intercambia fácilmente, lo que lo hace disponible para
las plantas. En suelos alcalinos el cadmio no es móvil ya que precipita en forma de
carbonatos y fosfatos insolubles (Xian et al., 2020).
La concentración habitual de cadmio en suelos sin contaminación es de 0,07 a 1,1
mg/kg, (EPA, 1996) reporta límites permisibles en suelo < 2-3 mg/Kg de Cd. En áreas
contaminadas, como por ejemplo campos de arroz en ciertas regiones de Japón, se han
detectado concentraciones entre 1 a 69 mg/kg de Cd (Sánchez Barrón , 2016), en suelos
agrícolas del Ecuador (Chavez, 2017) se reporta concentraciones que oscilan entre 0.20 –
0.27 mg/kg. En Colombia el Cd está afectando zonas agrícolas de cultivo de cacao, se ha
encontrado concentraciones de cadmio entre 4 a 6 mg/kg, en plantaciones de San Vicente
de Chucuri- Santander, en Cundinamarca para las regiones productoras de cacao de Yacopí
(provincia de Rionegro) y Nilo (provincia Alto Magdalena), valores promedio de Cd total
en suelo superiores a 3.3 mg/kg y 2.2 mg/kg ( Rodríguez Albarracín, 2017).
1.7.3 PLOMO (Pb)
Se encuentra presente de forma natural en la corteza terrestre. Su uso generalizado
en la fabricación de baterías, pigmentos de pintura, vidrios, cables eléctricos de
revestimiento, escudo para materiales radiactivos, incluido el blindaje de rayos X, ha dado
lugar a una importante contaminación del medio ambiente, un nivel considerable de
exposición humana y graves problemas de salud pública. Entre las fuentes de exposición
se encuentra explotación minera, metalurgia, actividades de fabricación y reciclaje y, en
algunos países, el uso persistente de pinturas y gasolinas con plomo (OMS, 2019).
El Pb generado de esas actividades, puede permanecer como residuo por 1000 a
3000 años en suelos de clima templado. Cuando es depositado en el suelo presenta el mismo
peligro que cuando es vertido o emitido al ambiente, puesto que la distribución química del
plomo depende del pH, de la mineralogía, del contenido en materia orgánica, así como de
la naturaleza de los compuestos de plomo (Kushwaha et al., 2018). Tiende a ser retenido en
el suelo y absorbido por las plantas llegando a la cadena trófica, además en seres humanos
una vez dentro del cuerpo, se distribuye hasta alcanzar el cerebro, el hígado, los riñones y
los huesos, y se deposita en dientes y huesos, donde se va acumulando con el paso del
16
tiempo provocando afectaciones, en particular, al desarrollo del cerebro, lo que a su vez
entraña una reducción del cociente intelectual, hipertensión, disfunción renal,
inmunotoxicidad y toxicidad reproductiva (OMS, 2019).
La Agencia de protección ambiental (EPA), establece el límite permisible de
concentración de plomo en suelos de 10 mg/Kg. Sin embargo, (Cortada et al., 2018) reporta
una concentración de plomo de 6491 mg/kg de Pb en el antiguo distrito minero de Linares
(Sur de España) lugar que estuvo sometido a intensas actividades mineras, metalúrgicas y
metalúrgicas de Pb durante siglos. En Colombia la región de Ariari departamento del Meta
registra niveles de plomo en suelos agrícolas de 16,7- 20,9 mg/Kg de Pb (Mahecha et al.,
2015), por su lado en el Valle del Río Sinú departamento de Córdoba, se reportó una
concentración inferior al límite permisibles de 0,65 mg/Kg (Roqueme et al., 2014).
1.8. PROBLEMAS DE CONTAMINACION POR METALES PESADOS
Las actividades mineras son una de las principales vías de ingreso directo de
metales pesados al ambiente, particularmente las de explotación de oro, plata y Hg. En estos
sitios, el suelo puede presentar altos niveles de contaminación, como se evidencia en la
región del río Amazonas, la Guayana Francesa y el distrito minero de Almadén (España),
entre otros (Reyes et al, 2016).
La minería en su conjunto produce toda una serie de contaminantes gaseosos,
líquidos y sólidos, que de una forma u otra van a parar al suelo. Esto sucede ya sea por
depósito a partir de la atmósfera como partículas sedimentadas o traídas por las aguas de
lluvia, por el vertido directo de los productos líquidos de la actividad minera y metalúrgica,
o por la infiltración de productos de lixiviación del entorno minero (aguas provenientes de
minas a cielo abierto) (Minería y suelo, 2016).
La disposición de elementos mineros sólidos sobre el suelo puede tener sobre éste
efectos variados, tal es el caso para las siguientes actividades de deposición de residuos:
Escombreras (mineral dumps): puede inducir la infiltración de aguas de
lixiviación, más o menos contaminadas en función de la naturaleza del mineral o
17
roca del cual se extrae el metal de interés. El peso de los materiales acumulados,
cambia completamente el comportamiento mecánico del suelo. Otro efecto es el de
recubrimiento, que evita la formación y acumulación de la materia orgánica, y el
intercambio de gases con la atmósfera (Higueras, 2018).
Talleres de mina: Tienen un mayor potencial contaminante, que se deriva en
muchas veces por el depósito de hidrocarburos en grandes cantidades, combustible
aceites pesados y lubricantes (Minería y suelo, 2016).
Procesos derivados de la lixiviación en pila (heap leaching): utilizados para la
extracción metalúrgica de uranio, cobre y oro, corresponde a un proceso
hidrometalúrgico mediante el cual se provoca la disolución de un elemento desde el
mineral que lo contiene para ser recuperado en etapas posteriores mediante
electrólisis. La mena o roca con el metal triturada es dispuesta en agrupamientos
rectangulares de unos metros de altura sobre bases impermeables, para uranio y
cobre las pilas se riegan mediante aspersores con una solución de ácido sulfúrico,
en cuanto al oro, su lixiviación se basa en la utilización de compuestos cianurados
(Minería y suelo, 2016).
1.9. VULNERABILIDAD DEL SUELO ANTE LOS CONTAMINANTES
QUÍMICOS (METALES PESADOS)
Los efectos en el suelo con la presencia de contaminantes pueden ser variados, e
incluso variar con el tiempo o con las condiciones climáticas. En unos casos los
contaminantes se acumulan en formas lábiles, de alta solubilidad, de forma que están
disponibles para los animales y vegetales. También para el caso de metales pesados estos
pueden facilitar la contaminación de los acuíferos, ya que las aguas de infiltración o
lixiviación de minas pueden contenerlos e incorporarlos a las fuentes hídricas. Otra manera
en que el suelo es vulnerable es por su efecto absorbente, actuando como un biofiltro
altamente reactivo que facilita la inmovilización de los contaminantes gracias a procesos
físicos (filtración), físico-químicos (neutralización), químicos (sorción, precipitación,
complejación, degradación química) o biológicos (biodegradación) (Aabida, 2018). En este
sistema juegan un papel especialmente importante las arcillas, debido a sus propiedades de
18
absorción, adsorción e intercambio iónico. Sin embargo, cuando se supera la capacidad de
amortiguación del suelo, éste se convierte de hecho en fuente de contaminación (Higueras
& Oyarzun, 2016).
La organización de las Naciones Unidas para la alimentación y la agricultura
(FAO), define la degradación del suelo como “un cambio en la salud del suelo, resultando
en una disminución de la capacidad del ecosistema para producir bienes o prestar servicios
para sus beneficiarios”. El daño físico del suelo se produce principalmente debido a la
compactación que este sufre, ya sea por el uso continuo de maquinaria pesada o ganadería,
también se puede presentar degradación biológica, que se deriva de la perdida de la materia
orgánica o el humus.
1.10. CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN COLOMBIA
La contraloría general de la república reporta en Colombia 80 municipios y 17
departamentos que tienen problemas serios de contaminación por metales pesados producto
de la explotación minera (Casallas & Martínez, 2015). El problema crece cuando se
sobrepasan los valores máximos permisibles de estos metales en suelo, Hg < 1 mg/kg, Cd
<2-3 mg/Kg y Pb 10 mg/Kg (EPA., 1996). Sin embargo, se han encontrado reportes en
zonas mineras del país como San Martín de Loba- Sur de Bolívar de 23.83 ppm de Hg, y
36.9 mg/kg Hg (Rocha et al., 2018), además a estos suelos se les encontró un porcentaje
muy bajo de materia orgánica 0,36% en suelo medianamente contaminado y 0,17% en suelo
más contaminado, la materia orgánica limita la presencia de macro y micro nutrientes
esenciales para el crecimiento vegetal, lo que no los hace aptos para la agricultura.
Uno de los escenarios que engloba gran problemática de contaminación es la
explotación aurífera. Si bien los reportes del ministerio de minas “Colombia se ha
convertido en el segundo país productor de oro en América Latina, con una producción
anual aproximada de 47.838 kilogramos para el 2010; precedido por Brasil y seguido por
Perú”. Colombia es actualmente el decimoquinto mayor productor de oro en el mundo con
61.8 toneladas anuales (ANM., 2019). Si bien no se tiene un dato exacto sobre cuanto
19
mercurio es liberado al medio en la extracción del oro, por parte de la UPME, se estima que
de 80 – 100 toneladas por año son arrojadas al ambiente en Colombia (UPME., 2016).
1.10.1 AMALGAMACIÓN CON MERCURIO
La mayoría de los problemas de contaminación con mercurio en el país se derivan
de esta técnica. En este proceso la roca o piedra que posee el oro, una vez pasada por
trituración o molienda, se mezcla con mercurio líquido buscando que este atrape al metal
en una amalgama. El mercurio es eliminado por prensado, y el oro se extrae por un proceso
de fundición, en el que la amalgama se calienta hasta ebullición con el fin de evaporar trazas
de mercurio que quedan en el proceso (Martínez & Reinaldo, 2018). En muchos casos solo
se aprovecha el 10% del mercurio agregado al barril o batea, el 90% es sobrenadante que
generalmente se libera al ambiente (Cuentas Alvarado & Velarde Ochoa, 2019).
En 2014 se emplearon aproximadamente 200 toneladas de mercurio. Antioquia fue
el mayor consumidor (129,2 toneladas), seguido de Chocó (24,3), Cauca (16,8), Bolívar
(15,7), Nariño (5) y Córdoba (1,96). Los primeros cuatro liberan al ambiente más del 90
por ciento del mercurio utilizado en todo el país (Marrugo, 2018).
1.10.2 DRENAJE ÁCIDO DE MINAS
El drenaje ácido de minas AMD, consiste en la aparición de aguas
con pH típicamente entre 2 y 4, altas concentraciones de metales tóxicos como
consecuencia de la exposición subaérea de sulfuros metálicos durante su explotación minera
(Thompson et al., 2020), figura 4. Estos drenajes son tóxicos en diverso grado para el
hombre, la fauna y la vegetación, contienen metales disueltos (Fe, Al, Mn, Zn, Cu, Pb, Hg,
Cd, Ni) y constituyentes orgánicos solubles e insolubles, que generalmente proceden de
labores mineras, procesos de concentración de minerales, presas de residuos y escombreras
de mina (Rambabu et al., 2020). Durante la explotación de determinados yacimientos ya
sea de carbón, sulfuros metálicos, hierro, uranio y otros, quedan expuestos a la
meteorización grandes cantidades de minerales sulfurosos que pueden llegar a formar
drenajes ácidos. Para que esto tenga lugar son necesarias unas condiciones aerobias, es decir
la existencia de cantidades suficientes de agua, oxígeno y simultáneamente la acción
catalizadora de bacterias ( Sanchez & Ferreira, 2016).
20
(Rambabu et al., 2020) describen el proceso de oxidación de la pirita como
principal responsable de la formación de aguas ácidas y, afirman que estas reacciones
biogeoquímicas se aceleran en áreas mineras debido a que el aire entra en contacto con
mayor facilidad con los sulfuros a través de las labores de acceso y la porosidad creada en
las pilas de estériles y residuos, unido a ello el cambio de composición química y el
incremento de la superficie de contacto de las partículas. También afirman que los procesos
físicos, químicos y biológicos tienen gran influencia en la generación, movilidad y
atenuación de la contaminación ácida de las aguas, y los factores que más afectan a la
generación ácida son el volumen, la concentración, el tamaño de grano y la distribución de
la pirita.
Figura 5. Drenaje acido de minas en Colombia. Fuente (Jiménez, 2016).
1.10.3 CONTAMINACIÓN POR CADMIO Y PLOMO
En cuanto al problema de contaminación con Cd, el hombre ha contribuido
enormemente a su dispersión desde los inicios de la actividad minero-metalúrgica de otros
metales, y más tarde, al descubrirse la gran utilidad del cadmio en el ámbito industrial, su
cómo pigmento en pinturas, esmaltes, plásticos, textiles, vidrios, tintas de impresión,
caucho, lacas entre otros. El nivel promedio de cadmio en suelos a nivel mundial, ha sido
21
ubicado entre 0,07 y 1,1 mg/Kg, con un nivel base natural que no excedería de 0,5 mg/Kg,
(Xian et al., 2020). Sin embargo, (Herrera , 2015) nos dice que “Algunos suelos pueden
tener niveles de cadmio elevados porque las rocas de las que se formaron tenían el elemento
en su composición.” Las rocas fosfóricas, que son la materia prima de todos los fertilizantes
fosfáticos, contienen niveles de metales pesados que varían según su origen geográfico,
pero que generalmente son superiores al promedio de la corteza terrestre. En el suelo, las
concentraciones de origen geogénico, de acuerdo a (Soledad, 2017), generalmente no
superan 1 mg/Kg Cd, sin embargo, se han reportado valores de 16.3 mg/Kg Cd asociados a
procesos de meteorización y el tipo de material geológico donde se forma el suelo (Soledad,
2017).
En cuanto al plomo la principal exposición ocurre en contexto de la manufactura,
extracción minera, plaguicidas (Kushwaha et al., 2018). En relación a la minería del plomo
el principal riesgo concierne a los procesos metalúrgicos de las menas de plomo
(fundiciones). La demanda global de plomo ha aumentado de forma estable a lo largo del
periodo, de 9.1 toneladas en 2008 a 11.9 toneladas en 2017. El crecimiento en la demanda
de plomo se puede atribuir principalmente al aumento en la producción de baterías a nivel
mundial, lo que representa más del 80% del consumo global en 2017 (UPME, 2018). El
país produce 12 toneladas anuales de plomo. Sin embargo, los problemas de contaminación
se hacen evidentes en suelos del Magdalena medio con incidencia de actividad petrolera se
encontraron valores en un intervalo de 12,67- 24,89 mg/kg muy por encima de los límites
permisibles (Peláez et al, 2016).
1.11. CONTAMINACIÓN POR METALES PESADOS EN EL MUNDO
1.11.1 METALES PESADOS EN CHINA Y JAPÓN
China es uno de los países afectados por una severa contaminación por metales
pesados, se estima que unos 600 millones de personas se encuentran en alto riesgo por
exposición a agua contaminada o recursos del suelo. (Reyes et al., 2016) aseguran que del
20% de las tierras cultivables se encuentran afectadas por la presencia de metales pesados.
En china el resumen de estadísticas de concentración de metales pesados en las regiones
mineras de Dexing, Yangjiazhangzhi, Hongqiling y Baiyin, reportan datos de
22
contaminación por Hg y Pb muy elevados, como se ilustran en la tabla 4. Estas zonas son
características de poseer depósitos de metales como el Cu, Au, entre otros, también por la
incidencia directa de territorios agrícolas para el cultivo de arroz, sin embargo, las
concentraciones de metales como As, Cd, Cu, Hg, Pb y Zn en suelos y sedimentos de
arroyos en el área son más altas que sus valores de fondo geoquímicos provinciales y
nacionales. (Zhou et al., 2018)
Por otro lado, al cadmio se le atribuye uno de los mayores desastres
medioambientales conocidos, que afectó gravemente a los habitantes de la cuenca del río
Jinzū, en la Toyama (Japón). El riego de los campos de arroz desde 1910 hasta 1960 con
aguas contaminadas con metales pesados procedentes de minas cercanas causo la
intoxicación grave en la población, en particular mujeres mayores de 50 años. El cadmio
fue liberado en los ríos por las empresas mineras en las montañas. Al final los cultivos de
arroz de la zona alcanzaban niveles de concentración del cadmio de 4,2 mg/ Kg (1 mg/kg
se puede considerar el nivel máximo permisible). “El agua, cargada de cadmio, zinc, cobre
y plomo, se usa para inundar los arrozales. El arroz es capaz de bioconcentrar el cadmio,
hasta 3 veces más que el contenido del agua. El suelo tenía unos niveles de 1,1 mg/kg, frente
a 0,3 mg/kg de los suelos no contaminados. En arroz la concentración alcanzaba los 4,2
mg/kg, frente a 1 mg/kg en arroz normal.” (OMS, 2015). Esta intoxicación por cadmio
produjo la famosa enfermedad conocida como itai-itai.
Tabla 4. Resumen de estadísticas de Cd, Cu, Hg, Pb (mg / kg) en: suelos en el área de Dexing,
suelos en la provincia de Jiangxi y área de Hongqiling.
Tomado de adaptación de (Zhou et al., 2018). El rango de concentración se expresa del nivel más
bajo al más alto reportado.
SUELOS
Elemento Área de Dexing provincia de Jiangxi área de Hongqiling
Hg 0,032-0,157 0,006-0,084 -
Pb 7,7-52,4 10,3-32,3 -
Cd 0,058- 1,08 0,006-1,08 0,060-4.44
23
1.11.2 METALES PESADOS EN ESPAÑA
En España la afectación por metales pesados se evidencia en áreas mineras como
la de Riotinto. Esta zona reporta contaminación por Cu, Pb, Zn y As, las características del
suelo (baja fertilidad y pH) impiden que técnicas remediativas sean aplicadas con éxito.
(Gascó et al., 2019) en su estudio dieron a conocer la concentración de estos elementos en
suelo “el suelo tenía cantidades significativas de Cu (231 mg/kg), Pb (302 mg /kg). Zn (180
mg/kg) y As (180 mg/kg).” Las concentraciones de estos elementos estaban en el rango de
concentración crítica total del suelo. (Gascó et al., 2019) As: 20-50 mg/kg; Pb: 100-400
mg/kg; Cu: 60-125 mg/kg; Zn: 70-140 mg/kg y por encima de los niveles indicados por las
regulaciones en otras jurisdicciones europeas o en otros países.
1.11.3 METALES PESADOS EN NIGERIA- AFRICA
El problema con la mayoría de los países en desarrollo, especialmente Nigeria, es
la descarga ineficiente de desechos artificiales, especialmente los generados por las
industrias, en los ríos circundantes, que terminan siendo los principales receptores de estos
desechos. Las concentraciones reportadas por (Edogbo et al., 2020) para Cd, Pb y Zn son
6,68 mg/kg, 0,78 mg/kg y 23,8 mg/kg. Con los cultivos de hortalizas la ingesta diaria de
Cd, Cr, Pb y Zn a través del consumo presenta una variación en los últimos años de 0,0003
a 1,52 mg / kg / día, 0,03 a 7,23 mg / kg / día, 0,01 a 0,02 mg / kg / día, 0,48 a 1,39 mg / kg
/ día, respectivamente, para adultos, por lo que la población nigeriana está siendo expuesta
de manera directa a desarrollar problemas crónicos de salud dada a la incidencia de estos
metales.
1.12. REMEDIACIÓN DEL SUELO
La remediación es definida por (Martínez & Reinaldo, 2018) como “el tratamiento
o conjunto de operaciones que se realizan con el objetivo de recuperar la calidad del
subsuelo contaminado (suelos y aguas subterráneas asociadas)”. Existen diferentes técnicas
que permiten alcanzar los valores de contaminación residual óptimos para garantizar la
salud de las personas y de los ecosistemas (Martínez & Reinaldo, 2018). En cuanto a los
tratamientos existen tres tipos, los biológicos, fisicoquímicos y térmicos. De forma
resumida los tratamientos biológicos se refieren al uso de organismos, como pueden ser
24
plantas, hongos o bacterias con el fin de convertir el contaminante en formas más simples
(Mosa et al., 2016). El segundo tipo emplea las propiedades químicas o físicas del medio
para contener, separar o destruir la contaminación presente (Liu et al., 2019). Por último,
los tratamientos térmicos, tienen como finalidad la inmovilización o separación de los
contaminantes (oxidación térmica). Las ventajas y desventajas de estos métodos se
describen en la tabla 5.
Tabla 5. Ventajas y Desventajas de los tratamientos de remediación.
Tomado de la adaptación de (Martínez & Reinaldo, 2018; Liu et al., 2019).
Con base en la información expuesta en este capítulo, se concluye lo siguiente. El
suelo es el recurso que por sus características químicas, físicas y biológicas permite la
subsistencia de un sinnúmero de especies, incluidas las plantas y el mismo ser humano. Su
componente biológico es un pilar en actividades tan antiguas como la agricultura. Sin
embargo, es afectado directamente ante la explotación minera, una actividad que involucra
diversos procesos que traen efectos colaterales en la productividad del suelo. La minería en
su conjunto produce toda una serie de contaminantes gaseosos, líquidos y sólidos, que de
una forma u otra van a parar al suelo.
Tratamientos biológicos
ventajas Desventajas
efectividad de costos Mayor tiempo de tratamiento.
trae beneficios al medio
Se necesita la verificación de la
toxicidad de los intermedios o
productos.
los contaminantes son
neutralizados
No puede aplicarse si el suelo no
favorece el crecimiento
microbiano.
Tratamientos
Fisicoquímicos
Costo moderado
Residuos peligrosos que necesitan
tratamiento disponerse, en
consecuencia se aumenta el costo.
aplicación en periodos cortos
Los fluidos de extracción pueden
aumentar la movilidad de los
contaminantes.
equipo accesible Necesidad de sistemas de
recuperación.
Tratamientos térmicos Es el grupo de tratamientos más
costoso.
25
La riqueza minero energética de países como Colombia ha permitido que tenga alrededor
de 8.880 títulos mineros otorgados por la agencia nacional de minería, pero ante los
procesos de extracción y explotación las consecuencias por contaminación son imparables,
la remoción de extensas cantidades de suelo y subsuelo, el empleo de sustancias toxicas, el
vertimiento, deposición, emisión de metales pesados y su incorporación en las cadenas
tróficas, afectaciones en las fuentes hídricas y la salud, entre otros, es una problemática que
sin duda nos afecta a todos. Son muchos los reportes por concentraciones de metales
pesados que exceden los límites permisibles en suelo, así el cadmio, plomo y mercurio son
un problema de salud pública.
Ante los distintos esfuerzos que han hecho entidades como la OMS y el ministerio de
ambiente, se permite destacar la regulación del uso de sustancias como el mercurio
(convenio de Minamata y Ley 1658 de 2013), tratando de disminuir en cierto grado su
impacto en el ambiente y la salud. Las medidas de protección del suelo están orientadas a
la prevención de la contaminación local fomentando las medidas de aislamiento y control,
así como la reglamentación de emisiones, vertimiento y deposición aceptables de algunos
contaminantes que aseguren el cumplimiento de las funciones del recurso suelo.
Suelos con presencia de concentraciones por encima de los límites permisibles de Hg, Cd
y Pb reportados por la EPA, deben tratarse, debe mejorarse y se debe remediar como forma
de preservar el recurso para su posterior aprovechamiento en actividades bien sea con fines
agrícolas, forestales o agroindustriales.
26
CAPITULO II. ESTRATEGIAS DE REMEDIACIÓN BIOLÓGICA
Este capítulo aborda las estrategias de remediación biológica para la
recuperación de suelos contaminados por metales pesados. Abarca temas como
biorremediación, mecanismos de remediación microbiana, factores de incidencia en los
procesos biorremediativos, efectos contaminantes de metales pesados en suelo donde se
aplica la técnica, evaluación de la eficacia del método y ejemplos de microorganismos
utilizados en procesos remediativos. La información plasmada proviene de bases de dados
en las cuales se hizo una depuración de artículos de investigación con un periodo de
publicación entre 2015-2020. Este capítulo pretende ilustrar la manera en que
microorganismos desarrollan adaptaciones y mecanismos de respuesta ante metales pesados
que son aprovechados para la recuperación de los suelos, como una alternativa ecológica y
beneficiosa al recurso.
Las estrategias de remediación biológica están dirigidas a enfoques ecológicos y
sostenibles como la biorremediación, fitorremediación y la rizorremediación para la
limpieza y recuperación de sitios contaminados, dado a que la remediación convencional
comúnmente implica la eliminación física de contaminantes y su disposición creando
subproductos que tienen potencial nocivo (Mosa et al., 2016). Las estrategias de
remediación física ahorran tiempo, pero también son costosas, inespecíficas y a menudo
hacen que el suelo sea inadecuado para la agricultura y otros usos al alterar el
microambiente. Lo que se busca con estrategias de remediación biológica es aprovechar las
características genéticas, bioquímicas y fisiológicas que poseen plantas y microorganismos
para adaptarse a condiciones extremas, lo que hace que este método pueda establecerse
como la mejor opción para la estabilización o eliminación de contaminantes en suelo.
2.1. BIORREMEDIACIÓN
Se refiere al uso de microorganismos naturales y recombinantes (organismos
modificados genéticamente) para la limpieza de contaminantes tóxicos ambientales, con un
enfoque ecológico y rentable, es decir que produce un beneficio que compensa la inversión
y el esfuerzo en su aplicación (Mosa et al., 2016). En su uso, el microorganismo puede
eliminar el contaminante ya sea por acumulación intracelular o por una transformación
27
enzimática a compuestos menores o no tóxicos, las tecnologías de biorremediación en
suelos se muestran en la tabla 6 de forma simplificada. La biorremediación utiliza cepas
autóctonas o derivadas de un sitio diferente del que presenta los problemas de
contaminación (Verma & Kuila, 2019).
La remediación basada en microorganismos depende de la resistencia de la especie
utilizada, capacidad metabólica, así como al metal pesado y las condiciones ambientales.
También se pueden utilizar plantas (fitorremediación) que se unen, extraen y remedian los
contaminantes, transformándolos en biomasa (cuando son del tipo orgánico) o productos
inofensivos del metabolismo, que se inmovilizan o separan (Zhang et al., 2020). El objetivo
final de un proceso remediador es que el suelo recupere la suficiencia productiva.
Tabla 6. Tecnologías de biorremediación en suelos.
Adaptación de (López et al., 2016; Islas et al., 2016).
TECNOLOGÍAS DE BIORREMEDIACÓN EN SUELOS
TÉCNICA CARACTERISTICAS TIPO DE CONTAMINANTE
Biolabranza
El suelo contaminado se mezcla con suelo
limpio y nutrientes, y se remueve
periódicamente para favorecer su aireación
Diésel, gasolinas, lodos aceitosos, coque,
pesticidas.
Bioventilación
proceso que utiliza una mayor oxigenación en
la
zona no saturada para acelerar la
biodegradación de contaminantes
Residuos de crudo, compuestos
orgánicos volátiles, vapores o gases
presentes
en combustibles fósiles, disolventes y
pinturas.
Bioburbujeo
Consiste en inyectar
aire a presión en la parte inferior para
desplazar el agua de los espacios
intersticiales de la matriz del suelo.
volatilización de compuestos de la zona
insaturada, derrames de petróleo.
Bioestimulación
Modifica el entorno, con la adición de micro y
macro nutrientes con el fin de estimular el
crecimiento de bacterias "biorremediadoras"
existentes en el medio.
Hidrocarburos y metales pesados.
Bioaumentación
Se inoculan cepas microbianas genéticamente
modificadas o si las variedades de bacterias ya
presentes son capaces de restaurar el lugar
contaminado, se opta por estimular su
crecimiento para restaurar entornos con alta
concentración tóxica
Metales pesados, pesticidas,
hidrocarburos.
28
2.2. REMEDIACIÓN MICROBIANA
El potencial catabólico de los microorganismos hace de la remediación microbiana
una técnica segura y ecológica. La población de bacterias cuando se expone a un ambiente
contaminado, crea mecanismos que permiten la absorción de los metales, lo que conlleva a
la neutralización de los mismos en sus procesos celulares (Verma & Kuila, 2019), esto hace
que, en su proceso metabólico, el contaminante pase a un estado de menor toxicidad.
Generalmente, las capacidades de absorción de las bacterias para iones de metales pesados
varían de 1 mg /g a 500 mg /g (Yin et al., 2019), en comparación con las plantas y los
animales, los microorganismos pueden resistir el estrés ambiental a través de una rápida
mutación y evolución. La tabla 7, ilustra algunos ejemplos de los microorganismos
utilizados en biorremediación.
Los iones de metales pesados tóxicos en forma activa influyen en la diversidad y
la actividad metabólica de los microorganismos y, a su vez, los microorganismos pueden
desarrollar sistemas de resistencia para superar el estrés de los iones de metales pesados
tóxicos (Yin et al., 2019). La aplicación de la técnica de biorremediación se puede hacer in
situ (en el lugar de origen) o ex situ (fuera del lugar de origen). Especies Gram negativas
como, Pseudomonas aeruginosa, Enterobacter cloacae, Shewanella oneidensi,
Pseudomonas sp., Psychrobacter sp. y Gram positivas como Bacillus sp., nombradas por
(Beltrán & Gómez, 2016) son usadas en la remediación de Cd, Cr y Hg; otros como (Niane
& Moritz, 2019) pudieron comprobar que especies como Arthrobacter pascens, Bacillus
firmus y Pseudomonas moraviensi, son resistentes a concentraciones de Hg entre 4.2 -6,2
mg/kg, y que en su aislamiento en laboratorio, estas cepas pueden crecer hasta en un medio
que contenga 17 mg/L de Hg 2+ .
Por su parte (Deomedesse & Carareto, 2020) llevaron a cabo un aislamiento
bacteriano de suelos contaminados con Cd, Cr y Ni, donde se encontraron bacterias
correspondientes a los géneros: Paenibacillus, Burkholderia, Ensifer y Cupriavidus
resistentes a concentraciones de Cd 2,92 mmol/dm3 y fueron capaces de eliminar Cd 2+
entre el 17–33% del medio de cultivo. Por su lado (Talukdar et al., 2020) logro aislar la
cepa del hongo Aspergillus fumigatus para la remediacion de Cd, dicha cepa presento una
eficacia del 74,7% en la eliminación de Cd(II) en el medio de cultivo, con una capacidad
29
de adsorcion de 5,02 mg/g. La cepa del hongo Aspergillus terreus, aislada por (Sharma et
al., 2020) presento una eficiencia del 90% en la remoción de Pb con una adsorción máxima
de 4,12 mg/g de Pb, en el mismo estudio la cepa del hongo Talaromyces islandicus, presento
eficacia del 88,1% con capacidad de adsorción de 4,56 mg/g de Pb en el medio. La cepa
bacteriana Sphingobium SA2., demostró una eficacia del 79% en la eliminación de Hg en el
cultivo (Mahbub et al., 2016).
Sin embargo, es necesario describir los mecanismos por medio de los cuales estas
bacterias son capaces de desarrollar resistencia a la toxicidad de metales pesados. En la
sección 2.3 se describen los mecanismos que comúnmente desarrollan las bacterias para
catabolizar, protegerse u ofrecer resistencia a los contaminantes.
Tabla 7. Ejemplo de algunos microorganismos utilizados en biorremediación.
Microorganismo Metales
Objetivo
pH de trabajo
óptimo
Capacidad de
adsorción de metal
(mg/g)
Bacterias Pseudomonas
aeruginosa
Hg (II) 7 180
Pseudomonas sp. Pb (II) 7,2 49,5
Bacillus sp. Pb (II) 5 15,4
Pseudomona
aeruginosa
Cd (II) 6 16,9
Bacillus cereus Cd (II) 5 31,9
Ochrobactrum sp. Cd (II) 6 83,3
Hongos Aspergillus niger Pb(II) 5,4 172
Penicillium
simplicissimum
Pb(II) 5 76,9
Trichoderma Cd(II) 6 21,7
Aspergillus niger Cd(II) 5,5 11
Algas Fucus vesiculosus Pb(II) 4 229
Cladophora
fascicularis
Pb(II) 5 198,5
Sargassum
filipendula
Cd(II) 6 7.8
Adaptación de (Yin et al., 2019).
30
2.3. MECANISMOS DE REMEDIACIÓN MICROBIANA
Los microbios poseen la capacidad de degradar algunos contaminantes orgánicos
e inorgánicos en productos finales o en intermedios metabólicos que se utilizan como
sustratos para el crecimiento celular (Giovanella et al., 2020). (Yin et al., 2019) describe
que las sustancias poliméricas extracelulares (EPS) (ácidos nucleicos, proteínas, lípidos y
carbohidratos complejos) juegan un papel importante en la adsorción de iones de metales
pesados. Los EPS de la superficie de la célula microbiana puede proteger a los microbios
contra la toxicidad de los metales pesados evitando su entrada al ambiente intracelular, por
la presencia de grupos funcionales catiónicos y aniónicos que pueden acumular
eficientemente iones de metales pesados, incluidos los iones de mercurio, cadmio y plomo.
Principalmente los mecanismos de remediación microbiana se pueden clasificar
en cuatro procesos: biosorción, bioacumulación, biotransformación y biomineralización,
como se ilustra en la tabla 8.
Figura 6. Mecanismos de remediación microbiana. Fuente (Mosa et al., 2016).
La figura 6, ejemplifica el mecanismo de acción remediativa de un
microorganismo frente a un contaminante. En la sección A: Captación pasiva y activa, la
31
captación de metales pesados puede ser pasiva (rápida) a través de la adsorción en la
superficie celular o cualquier componente extracelular como los polisacáridos, o
alternativamente activa (lenta) mediante el secuestro de los metales pesados mediante la
interacción con las proteínas metalotioneínas (MTs) en la célula. La sección B: se refiere al
mecanismo de biosorción por células bacterianas. La sección C: ilustra la remediación de
metales pesados a través de la formación de sideróforos, con la ayuda del transporte de
metales mediado por proteínas de membrana y la formación de complejos sideróforos-
metales, y la sección D: muestra el mecanismo de remediación y biomineralización de
metales pesados por biosurfactantes (Mosa et al., 2016).
Tabla 8. Mecanismos de remediación Microbiana.
MECANISMOS DE REMEDIACION MICROBIANA
BIOSORCIÓN Y
BIOACUMULACIÓN Se refiere a una serie
de procesos en los
cuales los
microorganismos o
la biomasa se unen y
concentran
contaminantes
BIOSORCIÓN
Proceso
metabólico pasivo.
Este método
depende del
secuestro de
metales pesados
tóxicos por los
restos de las
superficies
celulares
biosorbentes.
ESPECIES
Bacterias: Bacillus
subtilis y
Magnetospirillum
gryphiswaldense.
Hongos: Rhizopus
arrhizus.
BIOACUMULACIÓN
Proceso
metabólico activo.
Tiene lugar cuando
la tasa de
absorción del
contaminante es
mayor que la tasa
de pérdida. Por lo
tanto, el
contaminante
permanece
contenido y
acumulado dentro
del organismo.
ESPECIES
Bacterias:
Staphylococcus
aureus, Bacillus
subtilis, Listeria sp.,
Escherichia coli,
Alcaligenes
eutrophus,
Pseudomonas
putida.
FORMACIÓN DE
SIDERÓFOROS
Agentes quelantes de hierro selectivos y específicos secretados por
organismos vivos como bacterias, levaduras, hongos; de peso
molecular bajo y afinidad a iones metálicos trivalentes.
TIPOS
sideróforos de
hidroxamato,
sideróforos de
catecolatos
(fenolatos) y
sideróforos de
carboxilato
32
PRODUCCIÓN DE
BIOSURFACTANTES
Tensioactivos producidos o secretados por organismos vivos como
los microbios que alteran las condiciones predominantes de las
superficies a través de la adsorción, lo que conduce a una tensión
superficial más baja entre líquidos o entre un líquido y un sólido.
USO
Formación de
complejos y
remediación metales
pesados como Cd,
Pb y Zn.
Adaptación de: (Kumar et al., 2016).
2.3.1. BIOSORCIÓN
La biosorción es el proceso que describe la unión del metal con el microorganismo.
Implica varios métodos, que incluyen: interacción electrostática, el intercambio iónico,
adsorción física y química, la adsorción superficial y la difusión (Zhang et al., 2020). La
pared celular microbiana es el primer componente que bloquea la entrada de contaminantes
a las células, de modo que, para permitir el paso del contaminante, éste debe tener algún
tipo de afinidad con las sustancias que componen la pared. “Un ejemplo de esto ocurre
cuando se aprovecha la propiedad lipídica de compuestos hidrofóbicos, permitiendo el paso
a través de las membranas, absorbiéndose en la matriz orgánica” (Zhang et al., 2020, p. 7).
En presencia de metales pesados, las fuerzas de unión incluyen interacciones electrostáticas,
enlaces de hidrógeno, unión de grupos funcionales, entre otros. Por ejemplo, los
microorganismos cargados negativamente tienden a atraer cationes metálicos en
comparación con los compuestos orgánicos (Mosa et al., 2016).
2.3.2 BIOACUMULACIÓN
La bioacumulación se refiere al proceso en el que los contaminantes ingresan al
citoplasma a través de la membrana celular y se acumula dentro de la célula (Zhang et al.,
2020). El proceso de bioacumulación involucra un sistema de transporte de membrana que
trata de interiorizar al metal presente en el entorno celular, mediante un consumo de energía
del sistema H +- ATPasa; una vez incorporado el metal al citoplasma, este es secuestrado
por la presencia de Metalotioneínas (Xian et al., 2021), un conjunto de metalproteínas con
la capacidad de unirse a metales pesados a través de grupos tiol (-SH) permitiendo su
acumulación en las células bacterianas (Mosa et al., 2016).
2.3.3 BIOTRANSFORMACIÓN
Los metales no pueden degradarse, estos pueden ser convertidos a estados poco
solubles en agua, solubles en agua, o bien, pueden ser reducidos a un carácter menos tóxico.
33
El proceso de biotransformación o desintoxicación enzimática, se basa en la modificación
química de iones de metales p8esados de una forma altamente tóxica a una forma menos
dañina por el trabajo de enzimas contribuyes en gran medida a la resistencia de los
microorganismos a los iones de metales pesados (Yin et al., 2019), por ejemplo, la reductasa
mercúrica es responsable de la desintoxicación del mercurio. El Hg (II) se transforma
enzimáticamente en un Hg0 volátil con menos toxicidad. La bacteria Pseudomonas
aeruginosa puede reducir el catión Hg2+ a Hg0, y otros organismos pueden luego metilarlo
dando como producto el CH3Hg+ y (CH3)2Hg, que son volátiles. Muchos microorganismos
reducen el Cr (VI) a Cr (III), que es menos tóxico y menos soluble (Kit Leong & Chang,
2020). Esta vía de defensa puede ser regulada por enzimas de desintoxicación, que también
está controlada por genes de resistencia especiales de microorganismos.
2.3.4 BIOMINERALIZACIÓN
La biomineralización se refiere al proceso de transformación de metales iónicos
en minerales sólidos, en células y tejidos específicos bajo el control o la influencia de materia
orgánica biológica (Xian et al., 2021; Kumari, 2020).
“Los microorganismos son capaces de precipitar metales, mediante un mecanismo
de resistencia codificado en genes de plásmidos (moléculas de ADN extracromosómico
circulares, autorreplicantes, que codifican genes no esenciales para la supervivencia
celular); estos genes codifican transportadores de membrana que controlan la captación y
exclusión de iones de metales pesados. Este mecanismo aparece por el funcionamiento de
una bomba que expulsa el metal tóxico presente en el citoplasma hacia el exterior celular
en contracorriente a un flujo de H+ hacia el interior celular. Esto produce una alcalinización
localizada sobre la superficie celular externa y por lo tanto la precipitación del metal
pesado” (Yin et al., 2019).
De manera que la mineralización biológicamente controlada generalmente implica
dos formas. En primer lugar, los cationes se transportan activamente al interior de la célula
y luego se propagan a la matriz orgánica. En segundo lugar, los cationes se acumulan en la
célula para formar vesículas, y luego las vesículas se transportan al exterior de la célula y
se rompen en la matriz orgánica para liberar cationes y formar minerales. (Zhang et al.,
2020)
34
2.4 PAPEL DEL operón mer EN LA BIORREMEDIACIÓN
La remediación de contaminantes como Hg consiste en transformar el Hg orgánico
más tóxico (Metil mercurio) y persistente en Hg0 menos tóxico y volátil o en forma de
sulfuro que no entra en la cadena alimentaria. Los mecanismos de resistencia que
desarrollan algunas de las bacterias mencionadas incluyen, en primer lugar la formación y
unión del grupo tiol (SH) (alta afinidad por el Hg) a diferentes formas de Hg y la
disminución de su toxicidad o, en segundo lugar, la aparición de un obstáculo de
permeabilidad celular para detener la entrada de Hg en la bacteria, es decir la célula
bacteriana limita el paso del metal a través de la membrana, ya sea reduciendo el tamaño
de poros, polaridad y carga ( Kumari, 2020). Sin embargo, el proceso vital de resistencia al
mercurio se basa en el operón mer, que puede presentarse en el ADN genómico. Este tipo
de genes operón mer, lo poseen un amplio grupo de bacterias en las que se incluyen,
Pseudomonas aeruginosa, Achromobacter, Bacillus sp., Enterobacte, Psychrobacter sp.,
entre otras ( Naguib, 2018). En la tabla 9, se ilustran los genes mer operon y su función.
Tabla 9. Genes en mer operon y sus funciones.
GENES PROTEÍNA
CODIFICADA UBICACIÓN FUNCIÓN
mer A Reductasa mercúrica Citoplasma Conversión de Hg2+ a Hg0
mer B Liasa organomercurial Citoplasma Lisis del enlace C-Hg+
mer D Proteína reguladora Citoplasma Regula negativamente el operón
mer
mer R Proteína reguladora Citoplasma Regula positivamente el operón
mer
mer C Proteína de transporte de
iones mercúricos Membrana interna Transporte de iones mercúricos
mer E Proteína de transporte de
metilmercurio Proteína interna
Absorción de organo-mercuriales
en el citoplasma.
mer P Proteína de unión a iones
mercúricos periplásmicos Periplasma
Transferencia de Hg2+ a proteínas
integrales de membrana
(Kumari, 2020, Naguib, 2018).
Un ejemplo del uso de genes mer es el reportado con hongos como Penicillium
spp., cepa DC-F11, que volatiliza el Hg (II) (Chang et al., 2020), este hongo mostró un
35
potencial de biorremediación para reducir la fitotoxicidad del Hg (II), el Hg total y el Hg
intercambiable en suelos contaminados con Hg (II), mediante un mecanismo de secuestro
extracelular mediante adsorción y precipitación. La volatilización de Hg (II) de los
aislamientos se evaluó midiendo la reducción del contenido de Hg (II) en el medio líquido
LB (40 ml en matraces cónicos de 150 ml) inoculado con una suspensión de esporas de 1ml
( 106 UFC ml-1) a una concentración inicial de Hg (II) de 5.0 y 10.0 mg/L, durante 7 días a
una temperatura de 30ºC; DC-F11 exhibió una capacidad relativamente alta para la
volatilización de Hg (II) (40,62%) con una tasa de eliminación total del 85,02% y una tasa
de unión celular del 44,40% en el medio líquido LB que contenía una dosis inicial de 5 mg
L -1 de Hg (II).
2.5 FACTORES QUE AFECTAN LA BIORREMEDIACIÓN
De acuerdo con (Guo et al., 2018), dentro de un proceso remediativo existen
factores que interfieren en la eficacia del proceso. La tabla 10 describe la afectación que
genera diversos factores físicos- químicos y ambientales del suelo en la remediación.
Tabla 10. Principales factores que afectan la biorremediación de suelos contaminados.
Factores Remediación Microbiana Fitorremediación
pH Biodisponibilidad de contaminantes, nutrientes, fisiología biológica y actividad
enzimática.
Temperatura Biodisponibilidad de contaminantes, nutrientes, fisiología biológica y actividad
enzimática. Volatilización de contaminantes.
Tipo de suelo
Tasa de biorremediación, contenido
orgánico, interacción entre
contaminantes existentes.
biodisponibilidad de contaminantes, eficacia
de la fitorremediación, interacción entre
contaminantes coexistentes.
Contenido
Orgánico
Biodisponibilidad de contaminantes, suministro de nutrientes, interacción entre
contaminantes coexistentes.
36
Naturaleza de los
contaminantes
Diferentes valencias y formas de metales, efectos tóxicos en los organismos,
estructura y peso de las moléculas afectan la susceptibilidad a la biorremediación.
Concentración
de los
contaminantes
Actividad biológica y eficiencia de la remediación, la interacción entre
contaminantes coexistentes.
Especies de
microorganismos
Capacidad de los organismos para absorber, transportar acumular y metabolizar
contaminantes. Entorno de la rizósfera.
Adaptación de (Kit Leong & Chang, 2020, Guo et al., 2018, Zhang et al., 2020).
2.5. 1 FACTORES BIÓTICOS
Una remediación exitosa depende de la supervivencia de la especie microbiana,
este proceso involucra en gran medida la densidad del inoculo, la colonización en el medio,
la competitividad y la actividad microbiana (Kit Leong & Chang, 2020). Una vez el
microorganismo supera la fase de supervivencia, entra en juego la actividad biológica, sin
embargo, esta actividad es afectada por factores tales como biomasa, fuentes de nutrientes,
la profundidad de la raíz de la planta (para fitorremediación), ambiente de la rizósfera,
temperatura, humedad, pH, especies simbióticas, tolerancia y acumulación de una variedad
de metales en los brotes (en plantas o raíces utilizadas en fitorremediación) (Verma & Kuila,
2019). Además, la viabilidad de los inoculantes puede inhibirse por la formación de
intermediarios tóxicos que generan los contaminantes, haciendo que la capacidad de
degradación se reduzca (Guo et al., 2018).
2.5.2 FACTORES ABIÓTICOS
Los factores abióticos se engloban como lo describe (Zhang et al., 2020) en:
“aquellos que pueden afectar significativamente la biorremediación de metales como
también de plaguicidas.” Entre los que encontramos el pH, temperatura, humedad del suelo,
tipo de suelo, potencial redox (Eh), capacidad de intercambio catiónico (CIC) y los efectos
de los contaminantes en el suelo.
37
2.5.2.1 PROPIEDADES FÍSICAS Y QUÍMICAS DEL SUELO QUE INFLUYEN EN
LA BIORREMEDIACIÓN.
Dentro de las propiedades del suelo para remediación, la influencia de factores
característicos desencadena la afectación de procesos segundarios, dichas propiedades y sus
efectos directos se describen a continuación.
2.5.2.1.1 pH
El pH afecta la remediación de muchas formas, a continuación, se explican algunas:
I. Biodisponibilidad de Metales: cuando el valor del pH disminuye, provoca un
aumento de la biodisponibilidad de metales en la solución del suelo; a un pH bajo,
la capacidad de intercambio entre cationes metálicos y los iones H+ en suelo, es
mayor que a un pH alto; principalmente porque los iones metálicos de las partículas
minerales de arcilla y la superficie de los coloides entraran en la solución del suelo
(Guo et al., 2018).
II. Microbios: las especies microbianas tienen un rango óptimo de pH para su
supervivencia, pero también el potencial redox y la solubilidad de los metales se ve
afectada con el pH; las valencias y formas en que se presentan los metales pueden
producir efectos tóxicos para los microorganismos (Aabida, 2018).
III. Procesos de adsorción: los cambios en el pH inciden en la unión de iones metálicos
en las reacciones de adsorción (Deomedesse & Carareto, 2020).
IV. Componente orgánico del suelo: al aumentar el pH, la afinidad de los iones del
ligando por los cationes metálicos de las partículas minerales de las arcillas
aumenta, y esto facilita la disociación de los grupos funcionales de los componentes
orgánicos en el suelo. Como los grupos funcionales alcohólico, carbonilo, carboxilo
y fenólico (OH, CO, Phe).
V. Proceso de absorción de metales por las plantas: dicho efecto es a nivel de a
disponibilidad de iones metálicos en su forma absorbible en solución y a nivel de la
activación de grupos funcionales (potenciales centros de adsorción) en la superficie
del adsorbente. “los cationes metálicos se activarán a un pH más bajo mientras que
los aniones metálicos serán más solubles a un pH más alto “(Zhang et al., 2020).
38
2.5.2.1.2 Temperatura
La temperatura del suelo influye en la biorremediación de metales pesados, un
aumento en esta tiene incidencia en la solubilidad de los metales, así como en el proceso de
adsorción y desorción en microbios. La capacidad de adsorción y la intensidad de desorción
aumentan con el aumento de la temperatura. Por otro lado, la temperatura influye en el
crecimiento, actividad y potencial de degradación de microorganismos, dado a que la
mayoría de los microorganismos reduce la velocidad a la que se reproduce cuando existe
una disminución de la temperatura o puede aumentar la velocidad de reproducción cuando
la temperatura aumenta. Además, la humedad inadecuada del suelo puede dificultar el
proceso de biorremediación. El bajo contenido de humedad del suelo limita el crecimiento
y el metabolismo de los microorganismos, mientras que los valores altos reducen la
aireación del suelo (Edogbo et al., 2020).
2.5.2.1.3 Potencial Redox:
El potencial redox del suelo se define como la medida a la tendencia de obtener
o proporcionar electrones en la solución del suelo. En esta matriz existen muchos iones
metálicos con múltiples formas redox, en cuanto a la solubilidad y movilidad de los metales
esta depende en gran medida de los estados de oxidación. El Eh determina en su mayoría
los tipos metabólicos de las comunidades bacterianas, cada tipo microbiano responde de
acuerdo a las condiciones de Eh (Song et al., 2017)
En el suelo existe un equilibrio entre los agentes oxidantes y reductores. La materia
orgánica se encuentra reducida y tiende a oxidarse, al oxidarse tiene que reducir a otro de
los materiales del suelo. La oxidación de la materia orgánica libera energía para
microrganismos más CO2. La aireación del suelo es importante, así como la existencia de
agua en su composición, de manera que predomine el oxígeno para dar paso a la oxidación
(Zhang et al., 2020).
El potencial redox afecta a aquellos elementos que pueden existir en el suelo en
dos o más estados de oxidación, como es el caso del O, C, N, S, Fe, Mn, C y Cu, figura 7.
Las condiciones de óxido-reducción resultan ser de vital importancia en los procesos de
meteorización o alteración de los minerales del suelo y las rocas de las que proceden, por
39
lo que repercuten directamente en la formación de los tipos de suelo, así como en la
actividad biológica de los mismos. Del mismo modo, afectan a su fertilidad, ya que
condicionan la biodisponibilidad de varios elementos nutritivos indispensables para el
desarrollo de las plantas, vía modificación del pH (Zhang et al., 2020).
Figura 7. Movilidad de los metales en suelo en función del Eh y pH. Fuente: (Mesa, 2016)
2.5.3. EFECTO DE LOS CONTAMINANTES EN LA BIORREMEDIACIÓN
Los efectos de los contaminantes sobre la biorremediación se pueden dividir en
dos aspectos. En primer lugar, cuando hay presencia de metales influyendo directamente en
los organismos. En segundo lugar, cuando los procesos de biorremediación de metales se
ven afectados por contaminantes coexistentes en la matriz de interés.
Los metales pesados afectan la actividad biológica a través de las vías metabólicas,
una vez adsorbidos por la célula, estos cationes pueden interactuar con ligandos orgánicos
como membranas celulares, ácidos nucleicos, enzimas y proteínas. Cuando existen
concentraciones bajas de metal estas pueden estimular la actividad biológica. Sin embargo,
los contaminantes metálicos pueden inhibir la actividad enzimática o proteica cuando se
“disfrazan” como grupos catalíticos activos o cambiando las estructuras proteicas. Cuando
se presentan cationes metálicos tóxicos como Hg, Cd, Cu, Pb, pueden reemplazar los
cationes esenciales de las enzimas, quitándoles su funcionalidad (Yin et al., 2018).
Los metales ejercen una presión oxidativa sobre los microorganismos. La causa
más común de toxicidad por metales es la unión estrecha de iones metálicos a grupos
40
sulfhidrilo de enzimas, que son necesarios para el metabolismo microbiano general (Verma
& Kuila, 2019).
El segundo aspecto a considerar es cuando los procesos de biorremediación de
metales se ven afectados por contaminantes coexistentes. Si el contaminante coexistente en
el suelo es de carácter orgánico, el metal tiende a formar complejos organometálicos.
Especialmente, los cationes metálicos tienen una alta afinidad con los contaminantes
orgánicos ricos en electrones. La formación de complejos metal-orgánicos cambia las
formas existentes de contaminantes, por lo que la solubilidad, biodisponibilidad y toxicidad
de los contaminantes se ven afectadas. En comparación con los contaminantes individuales,
los contaminantes coexistentes tienden a presentar diferentes modos de patrones de acción
conjunta, como interacciones aditivas, sinérgicas o antagónicas. Por tanto, los procesos de
biorremediación de contaminantes combinados se han vuelto complejos (Zhang et al.,
2020).
2.6 EVALUACIÓN DE LA EFECTIVIDAD DE LA REMEDIACIÓN DEL
SUELO
Una vez implementado el procedimiento de biorremediación en el área afectada,
se necesitan métodos posteriores de monitoreo y evaluación para comprobar la efectividad
de la técnica. Este punto de monitoreo es clave para la reutilización del suelo y también es
la base para el tratamiento posterior que se le quiera dar. La figura 8 muestra el ciclo de
evaluación de un proceso remediativo.
41
Figura 8. Métodos de evaluación en la remediación de suelos. Fuente (kit Leong et al., 2020).
I. Contenido de contaminantes: El contenido de contaminantes, según (Verma &
Kuila, 2019) en el suelo puede mostrar la concentración actual del metal
contaminante en el suelo tratado. Puede evaluarse comparando la concentración del
metal antes y después de la remediación. Calculándose a partir de la tasa de
absorción de metales, que se hace a partir de la técnica analítica de absorción
atómica, la cual permite conocer la concentración de analito en una muestra. El
método consiste en la medición de las especies atómicas por su absorción a una
longitud de onda particular. La fuente de energía de esta técnica es una fuente
luminosa (una lámpara de cátodo hueco), con un espectro electromagnético que
abarca desde la radiación visible hasta la ultravioleta (Guo et al., 2018).
II. Características del suelo: dentro del proceso de remediación ciertas características
del suelo son modificadas, como el pH, capacidad de intercambio catiónico,
estructuras y actividades enzimáticas, dichas características sirven de indicadores
para la evaluación. Para el pH, la inmovilización in situ de metales, generalmente
da como resultado un pequeño aumento en su valor. Otro indicador es la CIC que
se utiliza para evaluar la capacidad de retención de nutrientes, la fertilidad y la
protección contra los contaminantes catiónicos del agua subterránea. Para las
42
actividades de las enzimas, (B. Song et al. ,2017) encontraron que el cambio de
forma del metal afecta la actividad de las enzimas presentes en el suelo,
especialmente ureasa, deshidrogenasa y β-glucosidasa, que pueden considerarse
como los bioindicadores de la calidad biológica y la toxicidad del metal.
III. Riesgos ecológicos y pruebas eco toxicológicas: En este punto (Song et al., 2017)
recomienda el uso de organismos naturales del suelo para desarrollar pruebas eco
toxicológicas y riesgos ecológicos. Desarrollándose en pruebas de fitotoxicidad,
toxicidad animal, toxicidad microbiana y riesgo para la salud humana. La
fitotoxicidad se define como los efectos perjudiciales de sustancias específicas o
condiciones de crecimiento en varios procesos fisiológicos de las plantas, como el
crecimiento de las plántulas, la germinación de las semillas y la capacidad de
absorción de agua. En cuanto a la toxicidad animal un buen indicador de la
morfología, fisiología y fauna, son las lombrices de tierra debido a su estrecho
contacto con el suelo y la red alimentaria terrestre (Zhang et al., 2020).
Ya que los microorganismos reaccionan fácil y rápidamente a estímulos
ambientales, la medición de CO2 producido es una estimación de la actividad y, por
lo tanto, de la presencia microbiana, tal actividad varía en función de muchos
factores, como el uso del suelo, mineralogía, cobertura vegetal, prácticas de manejo,
calidad de los residuos que entran al sistema, factores ambientales, entre otros. La
evolución del CO2 es un parámetro ligado al manejo de materiales orgánicos el cual
representa una medición integral de la respiración del suelo, conocida como
respiración edáfica basal (respiración de las raíces, fauna del suelo y la
mineralización del carbono de suelo y desechos) (Verma & Kuila, 2019). Por otra
parte, la actividad deshidrogenasa, es un indicador de la actividad bioquímica total
del suelo debido a que esta actividad es catalizada por enzimas. La deshidrogenasa
(ADH), es un reflejo de las actividades oxidativas de la microflora del suelo (Islas
et al., 2016).
43
2.7 EJEMPLOS PUNTUALES DE MICROORGANISMOS UTILIZADOS EN
BIORREMEDIACIÓN DE SUELOS
Dentro de las estrategias de remediación biológica el uso de microorganismos
ha permitido que la recuperación de los suelos sea más amigable con el medio ambiente.
A continuación, se ilustran ejemplos de microorganismos utilizados para la remediación
de metales pesados, incluidos cadmio, plomo y mercurio.
2.7.1 BIORRMEDIACIÓN DE METALES POR EXTREMÓRFILOS
MICOORGANISMOS EXTREMÓFILOS
El grupo de los extremófilos engloba a los microorganismos que adaptan su
maquinaria celular para funcionar en condiciones de estrés extremo (Salwan & Sharma,
2020). Las características fisiológicas y enzimas únicas que permiten su supervivencia en
ambientes hostiles los hace ser prometedores para la biotecnología ambiental (Giovanella
et al., 2020). El desarrollo de estrategias de defensa como lo indica (Bilal et al., 2020), ver
figura 9, les permite sobrevivir y clasificarse de la siguiente manera: bajo presión extrema
(piezofílica), temperatura (psicrófila, termófila o hipertermófila), salinidad (halófila),
sequedad (xerófila), pH (acidófilo o alcalófilo), bajo contenido de nutrientes (oligotrófico)
o incluso dentro de roca o dentro de los poros de los granos minerales (endolíticos), lo que
lleva a la biosíntesis de biomoléculas con diversas actividades biológicas.
Según las condiciones de crecimiento, los extremófilos se clasifican en organismos
extremófilos y extremotolerantes. La categoría extremófila incluye organismos que tienen
la capacidad de crecer en una o más condiciones ambientales extremas, mientras que los
extremotolerantes incluyen organismos que normalmente crecen en condiciones óptimas
pero que también pueden sobrevivir expuestos a condiciones ambientales extremas. Los
organismos extremotolerantes también se conocen como extremótrofos. Además de esto,
hay organismos que pueden tolerar más de una condición extrema como temperatura y pH
extremos, radiaciones, metales, entre otros, y se conocen como poliextremófilos (Salwan &
Sharma, 2020).
44
Los microbios extremófilos generalmente se adaptan a ambientes ácidos, fuentes
termales o procesos de biooxidación / biolixiviación donde la concentración de metales es
alta. Tal es el caso de microorganismos como Acidithiobacillus ferrooxidans que muestra
resistencia a los metales pesados cadmio y cobre, Thermus thermophilus hacia el mercurio,
Ferrimicrobium acidiphilum hacia el hierro y el zinc, y Geobacillus stearothermophilus
hacia el cadmio (Bilal et al., 2020, Salwan & Sharma, 2020). Sin embargo su estudio aun
es limitado y se encuentran pocos reportes de su utilización en biorremediación.
Figura 9. Categorías de organismos extremófilos y aplicaciones. Fuente (Salwan & Sharma, 2020).
2.7.1.1 EJEMPLOS DE BIORRMEDIACIÓN DE METALES POR
EXTREMÓRFILOS
En cuanto a remediación, La cepa de Haloferax BBK, estudiada por (Das et al.,
2014) demostró la eliminación del 21% de Cd en el medio de cultivo; la cepa creció en un
medio suplementado con cadmio hasta 4 mM, un rango de pH de 6 a 10 y un rango de
45
salinidad de 10 a 25% de NaCl en 1 mM de Cd, en un término de 196 días. El aislamiento
de la cepa de Pseudomonas sp. W6 (Kalita & Joshi, 2017) de una fuente de agua termal,
resulto con la capacidad de eliminar el 65% de plomo en efluentes por un proceso de
biosorción, el cultivo de bacterias se desarrolló en condiciones de laboratorio a una
concentración de 1mM-5mM de Pb, la cepa W6 pudo crecer a varias temperaturas que van
desde 37 a 45 ° C con un crecimiento óptimo a 40 ° C y pH 7 en un periodo de 90 días.
2.7.2 ACTINOBACTERIAS Y SU PAPEL EN BIORREMEDIACIÓN DE
METALES PESADOS
Las actinobacterias son un género definido por Harz en 1877, característico de ser
del tipo Gram positivos, con algunas especies anaerobias y facultativas. Su distribución es
amplia en ecosistemas acuáticos y terrestres (Hamedi et al., 2015). En cuanto a su función
ambiental desempeñan un papel en el reciclaje de sustancias, degradación de polímeros y
producción de moléculas bioactivas. Pero a lo que se le atribuye su importancia en
biorremediación es su capacidad de eliminar contaminantes orgánicos e inorgánicos
(Alvarez, 2017).
Algunas especies reportadas en remediación son: (Limcharoensuk et al., 2015)
estudió la cepa Tsukamurella paurometabola A155 aislada de una mina de zinc en
Tailandia. Esta cepa ha mostrado capacidad para crecer en presencia de Cd (II) o Zn (II) y
para bioacumular estos metales en concentraciones de 550 mg/g de Cd, 299 mg/g Zn. En
condiciones de laboratorio se determinó la adsorción de metales Cd y Zn con una
concentración inicial de metal 25 mg/g, pH 6, temperatura 30 ° C durante 12h. Así mismo,
(Wheeler et al., 2001) reporta las especies de Frankia, pertenecientes al orden Frankiales
que han mostrado resistencia a metales pesados como Cd (II), Co (II), Cu (II), Cr (VI), Ni
(II) y Zn (II).
2.7.3 MICROALGAS EN REMEDIACIÓN DE Hg, Cd Y Pb.
Las microalgas son un grupo de organismos con características biológicas
importantes, como alta eficiencia fotosintética y estructura simple, tienen la capacidad de
crecer en condiciones ambientales extremas con presencia de metales pesados, alta
46
salinidad, estrés nutricional, altas o bajas temperaturas. (Ubando et al., 2021; Cameron et
al., 2018). Estas especies desarrollan mecanismos únicos de autoprotección contra la
toxicidad de metales, como pueden ser la inmovilización, la regulación de genes, la
exclusión y la quelación, así como la producción de antioxidantes o enzimas reductoras que
reducen los metales pesados mediante reacciones redox (Abinandan et al., 2019).
2.7.3.1 MICROALGAS EN LA REMEDIACIÓN DE CADMIO
Bajo un estrés por Cd (II) las cepas de microalgas reaccionan de forma diferente.
Se ha descubierto que este metal además de reducir el crecimiento celular y el contenido de
clorofila, induce la producción de fitoquelatinas, superóxido dismutasa, catalasa y
peroxidasa como mecanismo de defensa en especies como: Chlamydomonas moewusii y
Monoraphidium sp. (Zhao et al., 2019). Por su parte (Yang et al., 2015), lograron probar
que la cepa de Chlorella minutissima UTEX2341 muestra gran adaptación al Cd, con una
capacidad de adsorción de 35,65 mg/g, en condiciones de cultivo heterotrófico (medio de
cultivo en el que un organismo que obtiene sus alimentos a partir de otros organismos), la
micro alga se cultivó en un matraz de 500 ml que contenía 200 ml de agua residual
artificial y se inoculo por 7 días, se trabajó con en el rango de pH de 2 a 10 y a temperaturas
de 10, 28 y 37°C. Las microalgas tolerantes a ambientes ácidos Heterochlorella sp. MAS3
y Desmodesmus sp. MAS1, pueden eliminar conjuntamente 2 mg/g de Cd (II) del medio de
cultivo a un pH de 3.4, con una eficiencia del 58% (Abinandan et al., 2019); el crecimiento
de la cepa Desmodesmus sp. MAS1 en presencia de Cd se desarrolló a concentraciones de
0,5 a 5 mg/L, en un periodo de 16 días. Por su parte (Sanyal et al 2020) logro una eficacia
de eliminación de Cd (II) del 45,45% y 57,14% en 8 días, utilizando cepas de microalgas
Chlorella pyrenoidosa y Schoenoplectus acutus.
Por ingeniería genética también se ha estudiado estrategias de inmovilización de
microalgas como Chlamydomonas reinhardtii, aislando la proteína de tolerancia a metales,
el gen CrMTP4, miembro del clado Mn-CDF (Clasificación filogenética: los CDF
facilitadores de difusión de cationes, son una clase de transportadores de metales,
involucrados en el secuestro de los mismos y el transporte interno, también denominados
proteínas de tolerancia a metales (MTP) en plantas y algas). Los miembros de esta familia
47
transportan iones metálicos como Zn 2 +, Mn 2 +, Cd 2 +, Co2 + y Fe2 +, este gen permite la
difusión de cationes, pero es capaz de proporcionar tolerancia y secuestro para Mn y Cd.
Las cepas se cultivaron en medio TAP suplementado con varias concentraciones de
Al2(SO4)3, CdCl2, CuSO4, MnCl2, ZnSO4, la especie Chlamydomonas reinhardtii mostro un
aumento de 2,29 y 3,06 veces en tolerancia de adsorción al Cd (II) en concentraciones de
150 µM, en un periodo de 8 días (Ibuot et al., 2017). Otras cepas de microalgas se muestran
en la tabla 11.
Tabla 11. Biosorción de Cd por diferentes cepas de microalgas.
(Yang et al., 2015, Shen et al., 2018, Ibuot et al., 2017,). 1 Un complejo de gránulos de biocarbón
derivados de hojas de jacinto de agua inmovilizados con Chlorella sp.
2.7.3.2 MICROALGAS EN LA REMEDIACIÓN DE MERCURIO
Las microalgas tienen la capacidad de biotrasformar el Hg 2+ en Hg0 elemental,
mediante la reducción enzimática catalizada por la reductasa mercúrica. El mercurio
elemental volátil se elimina por volatilización biológica y no biológica; la mayor parte del
Hg(II) no reducido se convierte en β-HgS (metacinabar) mediante biomineralización, en el
que el mercurio, que no pasa a su estado elemental es precipitado y convertido a este
mineral. La volatilización del mercurio ocurre entre alrededor de 20 min a pocas horas en
cepas como Selenastrum minutum, Chlorella fusca var. fusca, diatomea Navicula pellicosa
(Kit Leong & Chang, 2020). Chlorella vulgaris tiene el pH óptimo de 5.5 para la remoción
de Hg 2+ hasta 62.85%, ya que el Hg 2+ compite con H+ para los sitios de unión en las células
(polisacáridos, proteínas estructurales, lípidos, entre otros), a pH más bajo, en medios
Cepas de Microalgas Temperatura
(°C)
pH
óptimo
Conc. De
metal inicial
(mg/L)
Tiempo
(min)
Max.
Sorción
(mg/g)
Eficacia de
Eliminación
(%)
Chlamydomonas sp. 30 7,5 - 60 23,3 -
Chlorella sp. 30 7,5 - 60 25,5 -
Coelastrum sp 30 7,5 - 60 32,8 -
Chlorella minutissima 28 6 - 20 303 -
Chlorella sp
inmovilizada1 - 6 10 - 15,51 92,5
Parachlorella sp. 35 7 100 - 96,2 -
Scenedesmus - 6 200 - 48,4 60,5
48
ácidos, la proporción de metales pesados en la solución es más alta, y existe menor
presencia de grupos hidroxilo (Peng et al., 2017). La tabla 12 ilustra diferentes cepas de
microalgas en la remediación de Hg.
Tabla 12. Biosorción de Hg por diferentes cepas de microalgas
(Peng et al., 2017, Hatami & Mehrina, 2017, Kit Leong et al., 2020) 1 Chlamydomonas
reinhardtii inmovilizada en perlas de alginato de calcio.
2.7.3.3 MICROALGAS EN LA REMEDIACIÓN DE PLOMO
En cuanto al plomo cepas de microalgas como Spirulina platensis, Phormidium
sp.,y Rhizoclonium hookeri, son utilizadas como biosorbentes para la eliminación del metal
(Suganya et al., 2016, Malakootian et al., 2016, Molazedah et al., 2015). “Los grupos
funcionales tales como acil-amino, amida, amina, carbonilo, carboxilo, hidroxilo, fenoles y
fosfato se identificaron mediante estudios de espectroscopía infrarroja con transformada de
Fourier FTIR (teniendo en cuenta los picos de absorbancia característicos para cada grupo
funcional), para la biosorción de Pb 2+. La adsorción de iones de plomo disminuyó
significativamente a pH bajo debido a la repulsión electrostática causada por la alta
densidad de carga positiva en los sitios de unión y la competencia con H + por la ocupación
de los sitios de sorción” (Das et al., 2016). La tabla 13, muestra algunas cepas de microalgas
en remediación de Pb.
Cepas de Microalgas
Temperatura
(°C)
pH
Óptimo
Conc. De
metal
inicial
(mg/L)
Tiempo
(min)
Max.
Sorción
(mg/g)
Eficacia de
Eliminación
(%)
Inmovilizada1 Chlamydomonas
reinhardtii 25 6 500 120 106,6 -
Chlorella sp. 30 - 8 120 3,33 12,5
Chlorella transgénica sp 30 - 8 120 7,33 27,5
Chlorella vulgaris 20 5 48 120 17,49 72,9
Scenedesmus obtusus XJ-15 25 5 20 180 - -
Spirogyra sp 4 4 1 30 0,253 76
49
Tabla 13. Biosorción de Pb por diferentes cepas de microalgas.
(Kit Leong et al., 2020, Das et al., 2016, Malakootian et al., 2016).
2.7.4 RIZORREMEDIACIÓN: TECNOLOGÍA COMBINATORIA DE LA BIO /
FITORREMEDIACIÓN
La rizorremediación se refiere a la explotación de microbios presentes en la
rizósfera de plantas utilizadas con fines de fitorremediación (Mosa et al., 2016). El
mecanismo de acción de estas bacterias se basa principalmente en la producción de
sideróforos (SPB) resistentes a metales presentes cerca de la rizósfera, dicha operación
proporciona nutrientes (particularmente hierro) a las plantas que podrían reducir los efectos
nocivos de la contaminación por metales. Entre los géneros de bacterias más utilizados en
la extracción de metales con plantas tenemos Agrobacterium, Alcaligenes, Arthrobacter,
Azospirillum, Bacillus, Burkholderia, Serretia, Pseudomonas y Rhizobium (Beltrán &
Gómez, 2016, Liu, 2018).
La acción conjunta de microrganismos y plantas se describe a continuación; en
primer lugar, los microorganismos mejoran la biodisponibilidad de metales pesados en
suelo, lo que es beneficioso para la absorción y acumulación por las plantas. Los
microorganismos promueven la tolerancia y la resistencia de las plantas a los contaminantes
al secretar sustancias activas como las hormonas vegetales o al degradar los propios
contaminantes orgánicos que son desfavorables para el crecimiento de las plantas
(Hrynkiewicz et al., 2018). En segundo lugar, los sistemas de raíces de las plantas
proporcionan el mejor lugar para el crecimiento de microorganismos. Los exudados de las
raíces de las plantas, como los aminoácidos, los azúcares, los ácidos orgánicos y la materia
Cepas de Microalgas Temperatura
(°C)
pH
Óptimo
Conc. De
metal
inicial
(mg/L)
Tiempo
(min)
Max.
Sorción
(mg/g)
Eficacia de
Eliminación
(%)
Chaetoceros sp 25 6 20 180 8 60
Chlorella sp. 25 6 20 180 10,4 78
movilizada Chlamydomonas
reinhardti 25 6 500 120 308,7 -
Phormidium sp 25 5 10 40 2,305 92,2
Rhizoclonium hookeri 40 4,5 - 81,7 -
50
orgánica soluble, etc., pueden ser utilizados por los microorganismos para promover su
crecimiento.
A través de diferentes tipos de procesos por parte de los microorganismos en la
rizosfera se eliminan los metales tóxicos o reducen su toxicidad o degradación de esos iones
metálicos. A continuación, se describen los mecanismos de degradación de iones metálicos
por los microorganismos rizosféricos.
2.7.4.1 MECANISMOS DE ELEIMINACIÓN DE IONES METALICOS POR
MICROORGANISMOS RIZOSFERICOS.
Hay tres procesos principales mediante los cuales se eliminan los metales tóxicos
del suelo: producción de biotensioactivo, formación de biopelículas, producción de ácidos
orgánicos.
2.7.4.1.1 PRODUCCIÓN DE BIOTENSIOACTIVO
Los biotensioactivos son de naturaleza anfifílica (moléculas que poseen un
extremo hidrofílico, soluble en agua, y otro que es hidrófobo no soluble en agua) que son
secretados en el espacio celular por el microorganismo como compuestos extracelulares.
La formación de micelas entre los compuestos hidrófilos e hidrófobos aumenta la
solubilidad de los contaminantes hidrófobos, por lo que degrada esos contaminantes por
microorganismos en la rizosfera (Saravanan et al., 2020). El mecanismo de producción de
biotensoactivo se ilustra en la figura 10.
2.7.4.1.2 FORMACIÓN DE BIOPELÍCULAS
Las biopelículas son un ecosistema microbiano organizado, conformado por una o
varias especies de microorganismos asociados a una superficie viva o inerte, los
microorganismos se adhieren entre sí y se incrustan en la superficie de la matriz. la
presencia de esta matriz permite la protección conjunta de la microflora y tiene la capacidad
de sobrevivir en la biopelícula. Esto contribuye a la inmovilización y degradación de
contaminantes en la rizosfera (Praveen et al., 2019). La formación de biopelículas se ilustra
en la figura 10.
51
2.7.4.1.3 PRODUCCIÓN DE ÁCIDOS ORGÁNICOS
Los microorganismos presentes en la rizosfera tienen la capacidad de producir
ácidos orgánicos como ácido glucónico, ácido cítrico, ácido málico, ácido malónico, ácido
oxálico, ácido succínico y ácido láctico durante su crecimiento y desarrollo. Estos ácidos
pueden actuar como agentes quelantes al proporcionar sus protones y aniones orgánicos.
Los aniones cargados negativamente pueden unirse con los iones metálicos cargados
positivamente como Ca 2+, Al 3+, Fe 3+, Cd 2+, Pb 2+ para formar complejos y quelarlos del
suelo (Saravanan et al., 2020). Algunos mecanismos de eliminación de metales pesados se
ilustran en la figura 10.
Figura 10. Mecanismos de eliminación de iones metálicos por microorganismos de
rizosfera. Fuente: (Saravanan et al., 2020).
Por otro lado, las rizobacterias promotoras del crecimiento de las plantas (PGPR)
colonizan la raíz de la planta y se multiplican para formar microcolonias o producir
biopelículas, estas tienen un uso peculiar en rizorrmediacion ya que la capacidad
desarrollada por estos organismos permite mejorar técnicas como la fitorremediación.
Dentro de los microorganismos que eliminan iones metálicos se encuentran cepas
bacterianas como Pseudomonas aeruginosa BS2 que aumenta la movilidad y solubilidad
52
del Cd y Pb, mediante la formación de biosurfactantes, estos biosurfactantes o
biotensoactivos desarrollando complejos con metales pesados insolubles en la superficie
del suelo que inducen la desorción de metales de la matriz del suelo (Saravanan et al., 2020).
Ejemplos de estudios de casos de bacterias PGP que mejoraron la fitorremediación de
metales pesados se ilustran en la tabla 14.
Tabla 14. Casos de bacterias PGP que mejoraron la fitorremediación de metales pesados.
(Ullah et al., 2015; Ramakrisha et al., 2020; Saravanan et al., 2020; Praveen et al., 2019).
Teniendo en cuenta la información documentada en este capítulo se hacen las
siguientes conclusiones:
La razón por la que los microbios son importantes en biorremediación es porque
tienen una superficie más amplia para la adhesión, tasas metabólicas rápidas que conducen
a la degradación de sustancias químicas resistentes y crecen mucho más rápido que otros
organismos, especialmente las bacterias, con su tasa de duplicación más rápida, además otra
habilidad asombrosa de los microbios es formar una comunidad en la que un consorcio de
diferentes organismos pueda estar presente viviendo cordialmente, esto los hace ser los
candidatos propicios en la recuperación de suelos.
En las estrategias de biorremediación, se han implementado métodos biológicos que
permiten el uso de microorganismos (bacterias, micro algas y hongos) en la recuperación
53
de suelos y otros ambientes contaminados con metales pesados Hg, Cd y Pb. Existe una
estrecha interrelación interna entre el sistema de resistencia microbiana a los iones de
metales pesados y su capacidad de remediación, esta característica es particularmente
aprovechada en los procesos de biorremediación.
La resistencia microbiana es particularmente relevante para la biotecnología, la
capacidad de adaptación a metales pesados desarrollada a través de mecanismos como
biosorción, bioacumulación, biomineralización y biotransformación, permite que las
células de estos microorganismos en su metabolismo neutralicen el contaminante y
contribuyan a reparar los suelos. En cuanto a su objetivo en biorremediación el estudio de
esta resistencia permitiría que las cepas microbianas sensibles, que puedan desaparecer bajo
estrés por metales pesados, puedan ser reemplazadas por cepas que puedan adaptarse mejor
y tolerar la toxicidad de los iones de metales pesados.
la eficacia de los procesos de biorremediación también puede verse influida por
factores ambientales como el pH, la temperatura y la fuerza iónica. Por ejemplo, el valor
del pH influye en la biosorción, eficiencia de los iones de metales pesados al cambiar la
carga de grupos funcionales en la superficie celular. Se puede lograr una mejor remediación
de iones de metales pesados mediante la combinación de microorganismos con tratamiento
combinado, lo que puede proporcionar a los microorganismos un entorno optimizado.
La utilización de plantas conjuntamente con microorganismos tiene el beneficio de
provocar un crecimiento en el número de población microbiana y la acción metabólica en
la rizosfera. Además, puede establecer una mejora de las propiedades físicas y químicas del
suelo y una expansión en el contacto entre los microorganismos relacionados con las raíces
y los contaminantes en el suelo.
Diferentes grupos funcionales, así como proteínas y péptidos, son responsables de
la unión de metales. Las cepas de microalgas reportadas por (Abinandan et al., 2019; Shen
et al., 2018, Ibuot et al., 2017; Das et al., 2016), manifestaron tolerancia y mecanismos
como la adsorción extracelular, la reducción, la volatilización, así como capacidad de
bioacumulación hacia metales pesados en diferentes concentraciones. Se pudo conocer
además que diferentes grupos funcionales, así como proteínas y péptidos, son responsables
de la unión de metales en la célula permitiendo su absorción.
54
Algunos microorganismos que pueden remediar la contaminación por metales
pesados son patógenos condicionales, como la Pseudomona aeruginosa, y su uso debe ser
controlado. Para superar estas dificultades, la ingeniería genética es una buena
opción. Mediante la sobreexpresión del gen funcional se puede incrementar la resistencia
de los microorganismos a los iones de metales pesados. Teniendo en cuenta que la
ingeniería genética puede evitar la utilización de microorganismos patógenos condicionales
y mejorar la eficacia de la remediación utilizando su gen funcional, tiene un gran potencial
en el futuro.
55
CAPITULO III. AVANCES TECNOLÓGICOS EN LA OPTIMIZACIÓN DE
TÉCNICAS DE REMEDIACIÓN
Este capítulo lleva como objetivo exponer las tecnologías de biorremediación y los
avances que han llevado a la optimización de estos procesos para garantizar una
remediación eficiente. Para tal fin se ha hecho una revisión bibliográfica en bases de datos
y artículos científicos entre el 2016- 2020. Se tratan tecnologías como, electroquímica
microbiana, bacterias diseñadas, nanobiorremediación, Biochar, biorreactores y
compostaje, además se nombran estrategias de optimización como nano partículas,
bioaumentación, materiales de membrana, ciclodextrinas, Biofilms, sinergia entre
microorganismos, Fenton, Rhamnolípidos, entre otros, mediante ejemplos de aplicación de
ensayos in situ o ex situ y reportes de porcentajes de eficiencia.
3.1 TECNOLOGÍAS DE REMEDIACIÓN BIOLÓGICA
La biorremediación se ampara en el potencial metabólico de microorganismos
como bacterias, hongos y algas para transformar contaminantes orgánicos e inorgánicos en
compuestos más simples. Mientras que los tratamientos físicos y buena parte de los
químicos están basados en transferir el contaminante entre medios gaseoso, líquido y sólido,
en la biorremediación se transfiere poca contaminación de un medio a otro, por eso el uso
de las tecnologías de biorremediación ha cobrado fuerza en los últimos años.
Sin embargo, estos procesos están limitados por múltiples factores ya sean físicos,
químicos o ambientales, que limitan la capacidad y disponibilidad de degradación de los
microorganismos, por ejemplo, la cepa de microalga Desmodesmus sp. MAS1, hace
efectiva la eliminación de Cd a un pH de 3,5 (Abinandan et al., 2019) o cepas bacterianas
de Pseudomonas aeruginosa logran la eliminación del Hg, mediante biotransformación a
un pH de 7 (Yin et al., 2019). Por este tipo de limitaciones, es que se ha incursionado en los
métodos o estrategias que permitan la optimización y la mejora de la capacidad de los
microorganismos aplicados en esta tecnología.
Los enfoques modernos de biorremediación consisten en buscar un
microorganismo nuevo en sitios contaminados. Se cree que los microbios aislados tienen
un gran potencial para remediar contaminantes. El uso de cepas modificadas genéticamente
56
y también de consorcios microbianos se ha utilizado directa o indirectamente para aumentar
la bioactividad de un biorremediante. También se han investigado varios mecanismos,
incluida la bioaumentación, o la incidencia de la ingeniería genética en el diseño de
bacterias, así como nanotecnología (Vishwakarma et al., 2020).
3.1.1 ELECTROQUÍMICA MICROBIANA (MET)
Muchas veces la falta de donantes o aceptores de electrones adecuados es la razón
clave por la que los contaminantes persisten en el medio ambiente. Gran parte de la
transformación de estos agentes en la naturaleza es lenta debido a la falta de donantes o
aceptores de electrones adecuados; en última instancia, se necesita una fuerza impulsora
adecuada para impulsar sus reducciones u oxidaciones de forma bióticas o abióticas,
respectivamente (Wang et al., 2020), por tal razón se ha sugerido el uso de técnicas como
la electroquímica, que es aplicada a microorganismos, en lo que se conoce como
electroquímica microbiana.
Esta rama de la bioelectroquímica analiza y aplica reacciones de transferencia de
electrones que tienen lugar entre células microbianas vivas y conductores de electrones,
como es el caso de electrodos de estado sólido o minerales naturales (Óxidos de hierro y
manganeso, partículas metálicas) (Schröder et al., 2015). Esta tecnología implica que el
metabolismo microbiano está vinculado a un donante o aceptor de electrones, que puede
ser una partícula mineral o un electrodo, donde el electrodo funciona como aceptor de
electrones (ánodo) en oposición a un cátodo donde este dona electrones (Wang et al., 2020).
La tabla 15, ilustra ejemplos de microorgnaismos, sustratos y aceptores de electrones.
Además, esta tecnología se considera para varias aplicaciones que van desde el tratamiento
energéticamente eficiente de corrientes de desechos hasta la producción de productos
químicos y combustibles de valor agregado, biorremediación y biosensores (Chiranjeevi &
Patil, 2020).
La celda de combustible microbiana es el utensilio comúnmente utilizado en las
MET y probablemente el ejemplo más conocido. Se aplica para la biorremediación de
contaminantes orgánicos, teniendo como principio que los microorganismos electroactivos
oxidan sustratos, como ácidos orgánicos o hidrocarburos, utilizando el ánodo como aceptor
de electrones a través de diversos metabolismos, ver figura 11. Los electrones fluyen desde
57
el ánodo al cátodo donde, en presencia de un catalizador adecuado, se reducen los aceptores
de electrones de mayor potencial (Sánchez et al., 2020).
Figura 11. Descripción esquemática de las reacciones catalizadas por microbios que tienen lugar
en el ánodo y en el cátodo de un sistema electroquímico microbiano. Fuente (Wang et al., 2020).
Tabla 15. Algunos microorganismos, sustratos y aceptores de electrones en
electrorremediación.
MICROORGANISMO SUSTRATO ACEPTOR DE
ELECTRONES
Geoglobus acetivorans
Acetato, formiato, piruvato,
fumarato, malato, propionato,
butirato, succinato
Oxido férrico y citrato
férrico
Geothrix fermentans Propianato, palminiato, lactato,
fumarato y succinato Fe(III), Mn (IV), nitrato,
Bacillus pseudormus Sacarosa, lactato, glucosa y glicerol Fe (III), ácidos húmicos
Geobacter metallireducens
Ácidos grasos de cadena corta,
alcoholes, compuestos
monoaromáticos, acetato
Hierro cristalino, Mn (IV),
VI) y nitrato
Shewanella oneidensis Lactato Citrato férrico
(Cornejo, 2017)
58
Se puede apreciar que los microorganismos utilizan diferentes tipos de sustratos
para transferir sus electrones extracelularmente a una variedad de aceptores, esto se debe a
que, en ambientes naturales, como sedimentos acuáticos, suelos sumergidos, y en el
subsuelo terrestre se encuentran una gran variedad de aceptores de electrones como
sustancias húmicas, antraquinonas, azufre, nitratos. Entre los más importantes aceptores de
electrones están los óxidos metálicos, en específico el hierro.
3.1.1.1 EJEMPLOS PUNTUALES DEL USO DE LA ELECTROQUÌMICA
MICROBIANA
En cuanto al uso de esta tecnología, (Vélez et al., 2020) eliminaron Cd y Pb en un
42 y 55% en 12 horas, utilizando un método de contratamiento de drenaje ácido industrial
de minas (I-AMD) y aguas residuales municipales (MWW) mediante celdas de combustible
microbianas de doble cámara (DC - MFC). Se utilizaron lodos de depuradora y MWW
como inóculo-combustible en la cámara anódica. Se alimentó I-AMD al lado del cátodo de
la cámara. Se utilizó una resistencia de 100 Ω para conectar externamente el ánodo al
cátodo. Los resultados del estudio mostraron un aumento en el pH de 2,50 a 4,12, además,
se alcanzó una alta remoción de nitrato (> 90%) en ambas células, siendo la menor una
concentración final <2 mg / L enTratado con I-AMD.
(Zhang et al., 2018), introdujeron microalgas ( Chlorella sp. QB-102) en una celda
de combustible microbiana (MFC) como cátodo para la eliminación de Cd (II) utilizando
espuma de níquel / grafeno (NF / rGO) como electrodos a pH de 6,5 y una resistencia de
400 Ω .Los resultados del estudio mostraron que la eficiencia de eliminación de Cd (II) de
PMFC con NF / rGO se mantuvo por encima del 95% por 48 horas. Después de una
concentración acumulativa de Cd (II) de 25 mg L −1 y 50 mg L −1 respectivamente para
MFC con NF y NF / rGO, las células de las algas pierden actividad y el voltaje cae
bruscamente.Otros ejemplos de aplicaciones de las celdas de combustible microbianas del
suelo, se ilustran en la tabla 16.
59
Tabla 16. La aplicación en suelos contaminados por metales pesados de MFC y su
desempeño.
METAL CONFICURACIÓN
DEL MFC
DURACIÓN
DEL PROCESO
CONTAMINANTE
OBJETIVO Y CONC.
INICIAL
EFICIENCIA
Pb(II) MFC de dos cámaras 108 dias Pb 910 mg / kg 44%
Cd (II) MFC de dos cámaras 143 días Cd 98 mg / kg 31%
Cd (II) MFC de tres cámaras 78 dias Cd 840g / kg 18%
Adaptación de (Li et al., 2020).
3.1.2 BIOCARBÓN (BIOCHAR) PARA BIORREMEDIACIÓN
Biochar (BC) es el producto de la descomposición térmica de materiales orgánicos
(biomasa) con escaso o limitado suministro de oxígeno (pirólisis), es un tipo de material
químico poroso y enriquecido con carbono, que se ha propuesto como un enfoque para
mejorar la calidad del suelo (Xiao et al., 2021). Muchos desechos orgánicos pueden usarse
como materia prima para producir BC, como desechos agrícolas y desechos sólidos
urbanos, figura 12. Este tiene sus propias ventajas, como un alto contenido de carbono, alta
capacidad de intercambio catiónico, gran superficie y estructura de estabilidad (Wang &
Wang, 2019).
La adsorción es el mecanismo principal del BC para eliminar los metales pesados
y los contaminantes orgánicos. Esta capacidad de adsorción esta enlazada directamente a
las propiedades fisicoquímicas tales como área superficial, distribución de tamaño de poro,
los grupos funcionales y la capacidad de intercambio catiónico y estas pueden variar en
función de las condiciones de preparación (Escalante et al., 2016)
60
Figura 12. Producción y usos del biochar. Fuente (Tan et al., 2015)
3.1.2.1 PREPARACIÓN DE BC A PARTIR DE DIFERENTES MATERIAS
PRIMAS
Algunos autores consideran que la composición química de los biocarbones es
muy similar al carbón producido para combustible y que lo único que los distingue es el
objetivo para el cual fueron preparados (Escalante et al., 2016). Estos son preparados
mediante el proceso de pirolisis, el cual involucra una red compleja de reacciones asociadas
a la descomposición de los principales constituyentes de la biomasa, como son la celulosa,
la hemicelulosa y la lignina, que se caracterizan por su reactividad diferente (Suliman et al.,
2016), la tabla 17 ilustra ejemplos de diversas materias primas utilizadas para producir
biocarbón.
Tabla 17. Diversas materias primas y métodos para la preparación de biocarbón.
Materia prima Condición de preparación Contenido de carbon
Bambú Pirólisis, 500 ° C 83,60%
Paja de maní Pirólisis, 400 ° C, 3 h -
Maíz Pirólisis, 1200 ° C, 40 min 56,10%
Cono de pino Pirólisis, 500 ° C, 2,5 h 54%
61
Paja de arroz Pirólisis, 250–450 ° C, 2, 4, 8 h 57,2 57,2 -72 %
Algas residuales Pirólisis, 450 ° C, 2 h 59,80%
Paja de caña de azúcar Pirólisis, 700 ° C, 1 h 73%
Estiércol de cerdo Pirólisis, 400 ° C, 1 h 44,10%
piel de naranja Pirólisis, 250, 400, 700 ° C, 6 h 56.5,65.7,67%
Adaptación de (Wang & Wang, 2019).
3.1.2.2 EFECTOS DEL USO DE BIOCARBÓN EN LOS SUELOS
De acuerdo con (Escalante et al., 2016), la incorporación de BC al suelo puede
alterar sus propiedades físicas tales como la textura, la estructura, la distribución del tamaño
de poro, el área superficial total, y la densidad aparente, con repercusión en la aireación,
capacidad de retención de humedad, crecimiento de las plantas y facilidad de laboreo del
suelo. Por lo general incrementa la capacidad de intercambio catiónico (CIC) y, por lo tanto,
la retención de NH 4+, K+, Ca2+, Mg2+, lo que probablemente se atribuye a su elevada
superficie específica, alta carga superficial negativa y elevada densidad de carga, aspectos
que no son frecuentemente desarrollados en los estudios sobre biochar.
El BC puede mejorar las funciones del suelo, así como intervenir en los procesos
que en él se desarrollan (Tan et al., 2015). El contenido de altas concentraciones de N, P,
Ca y K, puede proporcionar nutrientes al suelo directamente o pueden usarse como
nutrientes de microorganismos. Cuando es utilizado como enmienda, la fracción de poros
del suelo aumenta. Cada poro proporciona el espacio en el que pueden crecer los
microorganismos y aumenta la cantidad de aire y humedad y el tiempo de residencia de los
nutrientes, lo que resulta en una mayor actividad de los microorganismos y una mayor tasa
de crecimiento de las plantas (Cha et al., 2016). La tabla 18, ilustra ejemplos de adsorción
con biochar en la remediación de contaminantes orgánicos y metálicos.
62
Tabla 18. Ejemplos de absorción por biochar para remediar contaminantes orgánicos y
metales.
Metal Concentración
inicial (mg / kg)
Materia
prima
Temperatura
de pirólisis
( o C)
Dosis
aplicada
Eficiencia de
eliminación
Cd2+ 1,4 madera de
eucalipto 500 2% 80%
Pb2+ 2935 Lodos de
depuradora 500 3% 55,90%
Cd2+ 0,23 Paja de arroz 500 5% 50%
(Wang & Wang, 2019).
3.1.2.3 EJEMPLOS DEL USO DE BIOCARBÓN EN BIORRMEDIACIÓN
Por su parte (Wu et al., 2019) evaluó la aplicación del biocarbón en la
biorremediación y la microecología en suelo envejecido con cadmio. Para esto, aplicó pasto
vetiver ( Chrysopogon zizanioides L.) una especie hiperacumuladora usada comúnmente
para eliminar Cd en suelos, dado a que su sistema de raíces desarrollado puede penetrar
capas más profundas de suelo, lo que favorece la limpieza de contaminantes de suelos
profundos; además se utilizaron bacterias promotoras del crecimiento (cepa SNB6),
aisladas suelo rizosférico de C. zizanioides, La capacidad de crecimiento bajo estrés por
Cd se verificó en medio de caldo de lisogenia (LB) con concentraciones crecientes de Cd
(0-150 mg / L) en las condiciones de 37 ° C y 160 rpm. El contenido de Cd fue de 13,08 a
52,55 mg / kg entre los grupos de C. zizanioides plantados y el valor máximo se observó en
presencia de material bioquímico. La cepa SNB6 se fijó con éxito en el biocarbon BC y los
grupos funcionales entre BC y la superficie de SNB6 contribuyeron al efecto de
inmovilización. El BCM mejoró significativamente el contenido de Cd y el factor de
bioacumulación (BCF) del acumulador, aproximadamente un 412,35% y un 403,41% más
alto que el del control, respectivamente. El estudio desarrollado por (Wu et al., 2019) se
ilustra en la figura 13.
63
Figura 13. Esquema del proceso biorremediativo con biocarbón descrito por (Wu et al., 2019)
Fuente: por (Wu et al., 2019).
(Xiao et al., 2021), evaluó la influencia del biocarbón y Bacillus megatherium en
la remoción de Cd de suelos contaminados artificialmente utilizando lombrices de tierra
(Eisenia fetida ). En un período de remediación de 35 días a una temperatura de 25ºC, las
lombrices de tierra eliminaron más del 30% del Cd del suelo contaminado (con Cd a ∼ 2,5
mg/kg). Además, las lombrices de tierra también lograron una reducción de más del 22%
en el contenido de Cd extraíble. Las lombrices de tierra pueden absorber metales a través
de la ingestión oral o la absorción dérmica. Este estudio empleó Eisenia fetida excavando
a una profundidad del suelo de 20 a 30 cm, para la remediación del suelo. Se seleccionó el
cadmio debido a su carcinogenicidad, alta movilidad y vasta área de contaminación, se
empleó Bacillus megatherium debido a su alta capacidad de desorción de Cd de los suelos.
Se diseñaron cuatro tratamientos para evaluar la eficiencia de las lombrices de tierra en la
remediación del suelo y los impactos de diferentes aditivos, a saber, suelos enriquecidos
con Cd (T1, Control), suelos enriquecidos con Cd + lombrices de tierra (T2), suelos
64
enriquecidos con Cd + lombrices de tierra + 2% biochar (T3), suelos enriquecidos con Cd
+ lombrices de tierra + Bacillus megatherium (T4). Para el tratamiento de lombriz de tierra
única (T2), el contenido de Cd en las lombrices de tierra aumentó gradualmente con el
tiempo de exposición a 12,17 mg/kg hasta el día 35, tanto el biochar como el Bacillus
megatherium estimuló la acumulación de Cd en las lombrices de tierra. En comparación
con T2, el nivel de Cd en las lombrices de tierra aumentó en un 13,1% para T4. La figura
14, ilustra el proceso estudiado por Xiao et al., 2021.
Figura 14. Biorremediación de suelos enriquecidos con Cd utilizando lombrices de tierra (Eisenia
fetida): Mejora con biochar y Bacillus megatherium. Fuente (Xiao et al., 2021).
3.1.3 BACTERIAS DISEÑADAS PARA BIORREMEDIACIÒN
El éxito de un proceso de biorremediación depende de la eficiencia de degradación
de los microbios cultivados o aislados. Generalmente, se encuentra que los microbios que
son autóctonos tienen una mejor eficiencia de degradación que los microbios cultivados o
aislados en condiciones de laboratorio in vitro o controladas. Los organismos que han
estado continuamente expuestos al contaminante se familiarizan y desarrollan la capacidad
65
de utilizar este contaminante como fuente de energía o tener una adaptación genética para
degradarlo (Verma & Kuila, 2019). La incursión de la ingeniería genética, en el diseño de
microorganismos nace de la siguiente premisa “Muchos contaminantes pueden ser
degradados por la especie o cepa aislada, mediante capacidad natural de la cepa de degradar
el contaminante en condiciones óptimas. Sin embargo, si se desea utilizar la misma cepa en
estudios de escalamiento para la degradación masiva, se vuelve difícil ya que su
productividad es menor” (Sanghvi et al., 2020), es así como se abre paso a las
modificaciones genéticas de microorganismo, con el fin de mejorar los rendimientos en un
proceso biorremediativo.
Para construir o diseñar la vía metabólica por la cual el microorganismo se adapta
a las condiciones del medio contaminado se deben tener en cuenta los siguientes puntos:
primero, se debe identificar los genes que codifican la secreción de enzimas involucradas
en el catabólico, segundo, se debe estudiar que genes son responsables del transporte para
la absorción del metal o contaminante, por último, se hace la identificación de la red
reguladora encargada de controlar las vías metabólicas centrales.
3.1.3.1 TECNOLOGÍA DE ADN RECOMBINANTE
La recombinación genética se basa en el proceso mediante el cual una hebra de
material genético (usualmente ADN, pero también puede ser ARN) se corta y luego se une
a una molécula de material genético diferente (Sanghvi et al., 2020). En cualquier
organismo, el conjunto de genes específicos está relacionado con una vía de degradación
de contaminante propia, que se puede encontrar tanto a nivel cromosómico como
extracromosómico. El material genético extracromosómico más utilizado para la clonación
y los sistemas de expresión son plásmidos. Los plásmidos poseen muchos genes asociados
para la degradación parcial o completa del contaminante. Las características y atributos
como la estructura molecular simple con métodos de detección simples han hecho de los
plásmidos un sistema fácilmente evaluable para la introducción y modificación de genes.
El proceso de ADN recombinante se desarrolla de la siguiente forma: primero un
gen o parte de ADN se pone en un vector (molécula portadora) produciendo una molécula
de ADN recombinante. Segundo, el vector se ubica dentro de una célula anfitriona, para
este caso una bacteria, en el tercer paso el gen se copia (o clona) dentro de la bacteria.
66
Cuando la bacteria se divide, las moléculas de ADN recombinante se reparten entre las
nuevas células. Por último, el ADN clonado puede producir una proteína que se puede usar
en la investigación. (Hussaan et al., 2021).
Pseudomonas aeruginosa (NRRLB-5472) y Pseudomonas putida (NRRLB-5473)
son dos cepas modificadas genéticamente que fueron patentadas por primera vez en 1981
por EE.UU. Construidas a principios de los 70 incluyen genes para la degradación de
alcanfor, naftaleno y salicilato que son de naturaleza altamente tóxica. Estas cepas son
eficaces para la degradación de toxinas. Así mismo (Verma & Kuila, 2019) menciona como
ejemplo los genes catabólicos de PCB que se localizaron en el cromosoma de R.eutropha
A5, Achromobacter denitrificans JB1 y Achromobacter sp. LBS1C1 trasferidos a la cepa
Ralstonia eutropha CH34 resistente a metales pesados mediante conjugación natural para
la eliminación de bifenilos policlorados.
3.1.3.1.2 MEZCLA DEL GENOMA BACTERIANO
La mezcla del genoma se refiere a la recombinación de cromosomas en varias
bacterias para mejorar la actividad de todo el organismo (Hussaan et al., 2021). La mezcla
del genoma genera en la cepa mutada mejores características fenotípicas. De modo que el
mutante puede aislarse para una combinación óptima entre los genomas. La reorganización
del genoma es útil para la modificación de fenotipos que son difíciles de modificar
directamente (Sanghvi et al., 2020).
Las investigaciones se basan en datos genómicos, que ayudan a identificar conjuntos
específicos de genes en los operones que pueden ser útiles en la biorremediación ( Kumari,
2020). El conjunto completo de genes de muchos microorganismos se ha secuenciado
completamente. Por ejemplo (Sanghvi et al., 2020) menciona que el genoma de
Pseudomonas putida la cepa KT2440 ha revelado la caracterización de importantes enzimas
como: oxigenasas, ferredoxinas, deshidrogenasas, y glutatión S- transferasas que están
relacionadas con la defensa contra sustancias tóxicas y metabolitos. De igual forma hace
mención de la caracterización del genoma de especies de Mycobacterium PYR-1 implicadas
principalmente en la degradación de compuestos moleculares pesados como los compuestos
poliaromáticos.
67
3.1.3.1.3 USO DE ENZIMAS EN BIORREMEDIACIÓN
El proceso de degradación de contaminantes orgánicos e inorgánicos aplicando
microorganismos in situ, usualmente lleva mucho tiempo. Sin embargo, se ha propuesto el
uso de enzimas propias de estos microorganismos, para tratar de acelerar los procesos de
remediación. Las enzimas son macromoléculas biológicas complejas que actúan como
catalizadores de una serie de reacciones bioquímicas implicadas en las vías de degradación
de los contaminantes. Estas pueden mejorar la velocidad de una reacción al reducir la
energía de activación de las moléculas (Sharma et al., 2018). Como ejemplo, las
oxidorreductasas son producidas y secretadas por diversas especies de bacterias, hongos y
plantas para desintoxicar los compuestos mediante un acoplamiento oxidativo (reacción que
involucra la pérdida de hidrógeno de las moléculas y la formación de enlaces C-C, C-O, C-
N y otros heteroátomos) que implica la oxidación de los compuestos por transferencia de
electrones de reductores oxidantes.
La ingeniería enzimática implica un cambio o modificación en la estructura básica
de aminoácidos de la enzima para mejorar sus propiedades como actividad microbiana,
tolerancia al estrés, temperatura, pH, entre otras. Esta implica el uso de tecnología de ADN
recombinante para producir los cambios deseados en las secuencias de aminoácidos de una
enzima (Kumar et al., 2013).
3.1.3.1.4 EJEMPLOS DE LA UTILIZACIÓN DE BACTERIAS DISEÑADAS EN
BIORREMEDIACIÒN
(De Oliveira et al., 2020) realizo su estudio en base a dos modificaciones genéticas
del hongo Saccharomyces cerevisiae (WT), con dos versiones de un gen de Populus
trichocarpa ( PtMT2b ) que codifica una metalotioneína: una con la secuencia original
( PtMT2b 'C') y la otra con una secuencia mutada, con una sustitución de aminoácidos
(C3Y, nombrado en el estudio como PtMT2b'Y'), para la biorremediación de Cd. Ambas
levaduras transformadas se cultivaron bajo estrés con Cd, en agar (0; 10; 20; Cd 50 μM) y
medio líquido (0; 10; Cd 20 μM). Las células de levadura se cultivaron a 30ºC (250 rpm)
en medio líquido SC (5 ml; pH: 5,5). En términos de eliminación de Cd de los medios, la
levadura transformada eliminó alrededor del 84% y 77% de la concentración total de Cd
68
inicialmente agregado (10 μM y 30 μM, respectivamente) en un período de 72 h, mientras
que en la cepa WT esos valores fueron en promedio por debajo del 30%.
3.1.4 TECNOLOGÍA DE REMEDIACIÓN MEDIANTE NANO PARTÍCULAS
La demanda de nuevas tecnologías para acelerar la descontaminación de sitios
contaminados y reducir los costos está creciendo cada vez más. Recientemente, se ha
prestado mayor atención al uso de nanomateriales, en particular nanopartículas de hierro,
como método innovador para la remediación de sitios contaminados (Sudhakar et al., 2020).
Las nanopartículas son definidas como partículas que poseen un tamaño inferior a 100 nm.
De acuerdo con (Cecchin et al., 2017). El comportamiento de las nanopartículas, puede ser
comprendido de acuerdo a su morfología, distribución del tamaño de partícula, el área de
superficie específica, la carga superficial y la caracterización cristalográfica. La morfología
generalmente se determina mediante microscopía electrónica de barrido (SEM) y
microscopía electrónica de transmisión (TEM) (Thomé et al., 2015).
Existen diversos métodos para la creación de las nanopartículas, en donde se
incluyen la atrición, pirólisis y síntesis hidrotermal. En la atrición, partículas macro o micro
escala son molidas en un molino de bola u otro mecanismo reductor de tallas. Las partículas
resultantes son clasificadas por aire en un elutriador (equipo utilizado en metalurgia para la
separación de partículas por su densidad y tamaño). En pirólisis, un vapor precursor es
forzado a través de un orificio en alta presión y quemado. El sólido resultante es clasificado
para recuperar partículas de óxido de los gases del producto. Un plasma termal puede liberar
la energía necesaria para causar la vaporización de pequeñas partículas micrométricas. Las
temperaturas del plasma termal se encuentran en 9726.85 ºC, para que el polvo sólido se
evapore fácilmente. Las nanopartículas se forman al enfriarse mientras salen de la región
del plasma (Villar & Bonilla , 2015).
3.1.4.1 INTERACCIÓN DE NANOPARTÍCULAS Y MICROBIOS
En cuanto a la caracterización detallada de las interacciones de las nanopartículas
con las partículas del suelo y la microbiota local en condiciones a escala de campo es una
tarea desafiante debido al número limitado de puntos de monitoreo, así como a los cortos
períodos de tiempo de monitoreo. Los principales parámetros monitoreados durante la
69
aplicación de un sistema de remediación son el potencial de oxidación-reducción que el
nanomaterial exhibe con el tiempo, oxígeno disuelto (cuando se aplica en el agua
subterránea), pH, conductividad eléctrica y concentración del metal al transcurrir los
procesos de óxido reducción (Cecchin et al., 2017).
Cuando las nanopartículas interactúan con las bacterias, a menudo se adhieren a la
superficie bacteriana, pero solo la interacción con la superficie de la bacteria es suficiente
para causar toxicidad. Ejemplo de eso es el hierro de valencia cero, al cual se le han
realizado varios estudios, con el fin de evaluar su toxicidad ante especies bacterianas. La
toxicidad del nZVI (Hierro de valencia cero) se debe principalmente al contacto directo con
la pared celular del microorganismo.
Factores como la geoquímica local, mineralogía, microbiota, sustratos, entre otros,
pueden inducir al nZVI a tener efectos más o menos dañinos para el medio ambiente en
cuestión (Cecchin et al., 2017). Los estudios iniciales realizados para estudiar los efectos
del hierro de valencia cero en los microbios durante la remediación del sitio, permitieron
demostrar que la formación de H + a través de la degradación del hierro de valencia cero
puede utilizarse como bioestimulante para ciertas bacterias, reductores de sulfato y
deshalogenos, que utilizan nZVI como principal donante de electrones. En contraste
(Lefevre et al., 2016) nos dice que el nZVI reductor de alta potencia puede desnaturalizar
los lipopolisacáridos, así como las proteínas de transporte iónico, lo que deteriora
la permeabilidad de la membrana y facilita la entrada de Fe 2+ en la célula. Una vez dentro
de la célula, el Fe 2+ puede reaccionar con el peróxido de hidrógeno producido, formando
especies reactivas de oxígeno, promoviendo el estrés oxidativo y la posterior muerte celular.
3.1.4.2 NANOBIORREMEDIACIÓN: USO COMBINADO DE
NANOMATERIALES Y BIORREMEDIACIÓN
La nanobiorremediación es el proceso que implica el uso de nanopartículas para la
limpieza ambiental mediante la mejora de la actividad microbiana. Los materiales a
nanoescala muestran una excelente capacidad de eliminación de metales debido a la
presencia de varias propiedades fisicoquímicas únicas, como una mayor superficie, un
70
punto de fusión más bajo, alta reactividad superficial, magnetización específica entre otros.
Entre todos los materiales a nanoescala, la aplicación de nanopartículas de óxido de hierro
se ha utilizado ampliamente para la eliminación de metales pesados del agua contaminada
debido a su pequeño tamaño, biocompatibilidad, mayor superficie y propiedades
superparamagnéticas que permiten una fácil separación de los adsorbentes del sistema, ver
figura 15 (Chatterjee et al., 2020).
Figura 15. Esquema de aplicación de nanoparticulas de hierro en el proceso de remediación de
aguas subterráneas. Fuente: (Chatterjee et al., 2020).
3.1.4.3 EJEMPLOS DE LA UTILIZACIÓN DE NANOPARTÍCULAS EN
BIORREMEDIACIÓN
(Xue et al., 2018) investigaron el rendimiento del hierro de valencia cero a
nanoescala (NZVI) recubierto de ramnolípidos (RL) en la inmovilización de cadmio (Cd)
y plomo (Pb) en sedimentos de ríos contaminados. Se Demostró que RNZVI logró la
transformación de Cd y Pb (56,40% y 43,10%) después de 42 días de incubación,
respectivamente a un pH de 8. El hierro de valencia cero se caracterizó por microscopía
electrónica de barrido (SEM), además se utilizó espectros infrarrojos por transformada de
Fourier. (FTIR) para la identificación de los metales.
(Wang et al., 2017), Utilizaron nanopartículas de selenio (nano-Se0), sintetizadas
por Citrobacter freundii Y9, una bacteria reductora de selenito aislada de lodos de un
biorreactor anaeróbico reductor de sulfato en Urumqi, China y dodecilsulfonato de sodio
SDS, para la remediación de suelos contaminados con Hg. El nano-Se0 biogénico convirtió
71
del 45,8 al 57,1% y del 39,1 al 48,6% del mercurio elemental (Hg0) en el suelo contaminado
en seleniuro mercúrico insoluble(HgSe) en condiciones anaeróbicas y aeróbicas,
respectivamente. La investigación se desarrolló a un pH 7 y a temperatura de 26ºC, durante
65 días, se determinó la concentración de HgT en suelo (21,43μg/g). En condiciones
anaeróbicas. Los resultados mostraron que el Hg0 presente en el control contaminado con
mercurio disminuyó en un 11,3% (1,99 μg/g). Sin embargo, hubo una disminución del
73,5% (12,96 μg/g) y del 63,5% (11,20 μg/g) en el Hg0 cuando el suelo se suministró con
Se0 + SDS biogénico y Se 0 biogénico, respectivamente.
3.1.5 BIORREACTORES EN BIORREMEDIACIÓN
Los biorreactores son definidos por (López et al., 2019) como sistema que
mantiene un ambiente biológicamente activo aplicados ex situ. En algunos casos, un
biorreactor es un recipiente en el que se lleva a cabo un proceso químico que involucra
organismos o sustancias bioquímicamente activas derivadas de dichos organismos. Este
proceso puede ser aeróbico o anaerobio. El uso de estos sistemas en biorremediación es
propicio debido a que en un biorreactor se busca mantener ciertas condiciones ambientales
controladas y monitoreadas (pH, temperatura, concentración de oxígeno, entre otras) al
organismo o sustancia química que se cultiva. Los microorganismos o células son capaces
de realizar su función deseada con gran eficiencia bajo condiciones óptimas.
Uno de los reactores más utilizados para biorremediar suelos es el biorreactor de
lodos, en el cual el suelo contaminado se mezcla constantemente con un líquido, y la
degradación se lleva a cabo en la fase acuosa por microorganismos en suspensión o
inmovilizados en la fase sólida, así mismo en la remediación de acuíferos los reactores de
membrana son los más usados, el uso de membranas en reactores químicos o biológicos se
inspira principalmente en el cambio de equilibrio provocado por una permeación selectiva
y preferencial sobre los productos de reacción ( Babaei & Taghizadeh, 2020).
3.1.5.1 EJEMPLOS DEL USO DE BIORREACTORES EN BIORREMEDIACIÓN
(Huang et al., 2017) utilizaron una cepa de la bacteria acumuladora de Cd (II),
identificada como Pseudoalteromonas sp. SCSE709-6, la cual se inoculó en un biorreactor
72
de membrana dinámica aeróbica (ADMBR) como bioaumentación para tratar aguas
residuales que contienen Cd (II). En el diseño experimental se trabajó con 1% (p/p) de
Pseudoalteromonas sp SCSE709-6 inoculado con lodo activado en un ADMBR (etiquetado
como RB), en contraste con un reactor de control (etiquetado como RA) utilizando
únicamente lodo activado, ambos con un volumen de 10 L, operado por 170 días. El módulo
de membrana sumergido en el biorreactor estaba compuesto por tela y marco de PVC, con
un área de filtración efectiva de 0.026 m2. En cuanto al rendimiento del biorreactor
(ADMBR), la concentración final de Cd (II) fue de 10,5 mg/L. Se encontró una mayor
remoción de Cd (II) en RB (99%, valor promedio de la operación de 170 días) que en RA
(95%).
(Fard & Mehrnia, 2017) utilizaron biorreactor de membrana dinámica (DMBR) de
microalgas y biorreactor de membrana de control (CMBR) durante siete días para la
eliminación de Hg presente en aguas residuales de amalgamas. Trabajándose con cuatro
concentraciones diferentes de mercurio (0,30, 0,45, 0,65y 0,80 mg/kg) a temperaturas
de 30 a 50 ° C. Los resultados del estudio mostraron que pasadas 24 horas, DMBR logro
la remoción de Hg en 73,08% (en 0,30 mg/Kg), 75,08% en (0,45 mg/kg), 78,16% (0,65
mg/kg), 85,88% (en 0,80 mg/kg), el último día de experimento el porcentaje de remoción
aumento a 99,82%. El experimento se repitió en presencia de lodo activado, sin embargo,
durante este proceso, la eliminación de mercurio después de 24 horas se redujo de 85,88 a
79,02%.
3.2 TÉCNICAS DE OPTIMIZACIÓN APLICADAS A LA BIORREMEDIACIÒN
En ocasiones cuando se aplica una tecnología de biorremediación solo se logra
neutralizar o eliminar cierto porcentaje del contaminante presente en una matriz. Ante este
problema se han investigado estrategias que permitan obtener un mejor rendimiento en el
proceso remediativo. En estos casos se aplican estrategias de optimización, cuya finalidad
es aumentar la eficiencia de remoción de los contaminantes orgánicos e inorgánicos en los
microbios, mejorando así la descontaminación de ambientes a los cuales se les aplique
biorremediación.
73
3.2.1 MATERIALES DE MEMBRANA PARA TECNOLOGÍAS DE
ELECTROQUÍMICA MICROBIANA
Las membranas se definen como una capa delgada de materiales semipermeables que
separan las sustancias no deseadas de una solución cuando se aplica una fuerza impulsora
(Banerjee et al., 2018). La fuerza impulsora puede ser la presión (para micro y
ultrafiltración, nanofiltración, ósmosis inversa y separación de gases), gradiente de
concentración (para diálisis), potencial eléctrico (para electrólisis y electrodiálisis) y
temperatura (para pervaporación y destilación por membrana).
En las tecnologías de electroquímica microbiana se utilizan varios tipos de
membranas, las más utilizadas son las membranas de intercambio iónico (membranas de
intercambio catiónico y aniónico), membranas compuestas, membranas porosas y
membranas cerámicas.
membranas de intercambio iónico (IEM): Compuestas principalmente por
membranas de intercambio catiónico (CEM) y membranas de intercambio aniónico
(AEM) en las que las propiedades de las membranas están determinadas por el tipo
de grupos funcionales cargados unidos a la matriz de la membrana. Figura 16. Las
CEM permiten rechazar aniones por medio de grupos cargados negativamente
unidos (como –SO3-, –COO−, –PO3H−) a la columna vertebral de la membrana,
mientras que las AEM permiten rechazar cationes debido a sus propiedades de
membrana con carga positiva (como –NH3 +, –NRH2 +, –NR2 H +). (Daud et al.,
2015).
Figura 16. Diagrama esquemático del intercambio iónico a través de membranas AEM y CEM.
Fuente: (Dizge et al., 2019).
74
Membranas compuestas: Este tipo de membrana está constituida por al menos
dos elementos estructurales compuestos por diferentes materiales, Figura 17. Por
lo general, presentan una estructura asimétrica, esta contiene una capa fina y
selectiva ubicada sobre un soporte microporoso. Una membrana compuesta
multicapa consiste en un soporte poroso de manera similar a una membrana
compuesta de una sola capa y estas membranas contienen varias capas de diferentes
materiales, cada uno de los cuales realiza una función específica (Dizge et al., 2019).
Figura 17. Esquema de una membrana compuesta. Fuente (Dizge et al., 2019).
Membranas de cerámica (porosas): Son un tipo de membranas artificiales hechas
de materiales inorgánicos (como alúmina, titania, óxidos de zirconia, carburo de
silicio o algunos materiales vítreos), Figura 18. Dentro de la tecnología de
electroquímica microbiana, las membranas cerámicas se introdujeron como una
posible opción debido a su mayor resistencia y estabilidad estructural, menor costo
de producción, mayor disponibilidad que los otros materiales de membrana. Las
membranas cerámicas tienen ventajas muy amplias como estabilidad química y
térmica, bajo costo, lavado simple, fácil disponibilidad, varios métodos de síntesis
(Yousefi et al., 2017),
75
Figura 18. Diagrama esquemático del transporte de iones a través de membranas cerámicas. Fuente
(Dizge et al., 2019).
En cuanto a la aplicación, (Berbar et al., 2019), llevaron a cabo el estudio de
eliminación de iones Pb2+ y Cd 2+ en soluciones acuosas, utilizando membrana ionica
polietersulfona (PES), nanopartículas de sílice funcionadas con membrana de
polietersulfona sulfonada (SPES). Para la eliminación de Pb y Cd utilizaron una solución
que contenía 50 ppm (mg/l) de los metales a pH neutro como solución de alimentación en
un proceso de diálisis. Las tasas óptimas de eliminación de los cationes Pb2+ y Cd2+ tratados
por separado fueron 30,1% y 27,2%, respectivamente, después de 8 horas de diálisis. La
membrana PES-SiO2 -(CH2)3 -NH2 realizó una eliminación de cationes de
aproximadamente 43,2% y 31,6% para Pb2+ y Cd2+, respectivamente. Por otro lado, al
mismo tiempo, la membrana PES-SiO2-(CH2 )3 -SH eliminó 40,8% y 26,9% de Pb 2+ y Cd2+,
respectivamente.
3.2.2 BIOFILMS EN BIORREMEDIACIÓN
Las biopelículas son comunidades de microorganismos, que se adhieren a una
superficie biológica o inerte y se recubren en una matriz auto-sintetizada que comprende
carbohidratos, agua, proteínas y ADN extracelular (Mani, 2020). En condiciones
76
ambientales naturales, la mayoría de las bacterias persisten en modo de biopelícula
encerradas en una matriz de sustancia polimérica extracelular (EPS) que también
proporciona una estructura beneficiosa a los microbios que forman biopelículas en la
biorremediación. La Figura 19, ilustra esquemáticamente el proceso de formación del
biofilm.
Figura 19. Esquema de la formación de biofilm. Fuente: (Kumar et al., 2020).
La biorremediación basada en biopelículas es un sustituto de la biorremediación con
microorganismos que flotan libremente (planctónicos) porque las células formadoras de
biopelículas están protegidas dentro de la matriz y tiene más capacidad de adaptación y
supervivencia. La biorremediación microbiana mediada por biopelículas se está utilizando
progresivamente en la eliminación de diferentes tipos de contaminantes, incluidos los
contaminantes orgánicos persistentes, derrames de petróleo y xenobióticos. La remediación
de biopelículas ha sido principalmente útil en el tratamiento de muestras contaminadas con
metales pesados de agua subterránea y suelo para metales pesados que se encuentran con
frecuencia, como cromo, cadmio, cobre y uranio (Kumar et al., 2020)
(Huang et al., 2019) utilizaron un reactor de biopelícula de membrana
desnitrificante (MBfR), para la remediación simultanea de mercurio y óxido nítrico. En 93
77
días de operación, la eficiencia de remoción de Hg y NO alcanzó 90,7% y 74,1%,
respectivamente, se utilizaron cepas de Thauera, Pseudomonas, Paracoccus y
Pannonibacte, el reactor fue operado a condiciones de pH 7,4-7,5.
(Wu et al., 2017) utilizaron biofilm perifítico (agregados de rápido crecimiento, que
pueden crecer en casi cualquier lugar, no requieren tierras fértiles, están ampliamente
distribuidos en arrozales, humedales y río), para el tratamiento de suelos enriquecidos con
concentraciones de Cd y Cu (13,8 mg/kg y 8,15mg/Kg) expuestos a pH 3-7
respectivamente. Los resultados del experimento concluyeron que, la concentración umbral
de metal que la biopelícula perifítica podría acumular fue de 4,35 mg/g para Cu y 2,9 mg/g
para Cd. El biofilm presento una eficacia de eliminación de 80.5 y 65.7% para Cu (II) y
42,9 y 68,6% para Cd (II) en 9 días.
3.2.3 BIOAUMENTACIÓN COMO MEJORA DE UN PROCESO
BIORREMEDIATIVO
La bioaumentación es una estrategia comúnmente utilizada para eliminar los
contaminantes orgánicos del medio ambiente, basado en la inoculación en ambientes dados,
(suelo, lodos activados, sedimentos, agua, entre otros) con microorganismos caracterizados
con las capacidades catalíticas deseadas (Cycoń et al., 2017). Su aplicación se recomienda
principalmente para sitios donde el número de microorganismos autóctonos que permiten
la degradación de los contaminantes es insuficiente y / o aquellos en los que las poblaciones
nativas no tienen las vías catabólicas necesarias para metabolizar los contaminantes.
La mejora del potencial catabólico de las comunidades microbianas del suelo para
la degradación de contaminantes puede lograrse mediante la inoculación del suelo con
cepas individuales seleccionadas de bacterias y/u hongos o sus consorcios con las
capacidades catabólicas deseadas (Herrero & Stuckey, 2015). Para la selección de las cepas
apropiadas para bioaumentación, se debe tener en cuenta características de los
microorganismos tales como: un alto potencial de degradación de contaminantes,
78
crecimiento rápido, facilidad de cultivo, la capacidad de soportar altas concentraciones de
contaminantes y sobrevivir en una amplia gama de condiciones ambientales.
De acuerdo con (Cycoń et al., 2017), se pueden distinguir tres enfoques en función
del origen de los inoculantes: autóctono, alóctono y bioaumentación génica. En el primer
método, los microorganismos se aíslan de los entornos contaminados (principalmente
mediante un cultivo enriquecido) y se vuelven a inyectar en el mismo sitio. Para la
bioaumentación alóctona, los microorganismos se reclutan desde otro sitio, después de lo
cual se introducen en el sitio contaminado La bioaumentación genética implica el uso de la
GEM (microorganismos modificados genéticamente) equipados con genes que codifican
las enzimas responsables de algunas funciones deseadas.
(Mahbub et al., 2017), estudiaron cuatro suelos contaminados con mercurio (Hg)
con diferente pH (7.6, 8.5, 4.2 y 7.02) y contenidos de carbono orgánico total (2.1, 2.2, 4 y
0.9%) sometidos a biorremediación utilizando una cepa bacteriana volatilizante de Hg
Sphingobium SA2 y enmienda de nutrientes, a una concentración de 280 mg/kg de Hg. Se
eliminó el 60% de Hg mediante bioaumentación en 7 días, y la eliminación mejoró cuando
se agregaron los nutrientes. Mientras que, en suelos artificialmente enriquecidos, con 100
mg/kg Hg, la remoción fue de 33 a 48% en 14 días. En el suelo contaminado de campo, la
enmienda de nutrientes sola sin bioaumentación eliminó el 50% de Hg en 28 días.
(Rojjanateeranaj et al., 2017), en su investigación utilizaron cepas de bacterias
resistentes al Cd, Icrococcus sp., Pseudomonas sp. y Arthrobacter sp., para promover la
remediación conjunta con Glycine max L, se trabajó con suelo esterilizado contaminado con
cadmio a concentraciones de Cd de 50,35 mg/kg y se bioestimuló con nutrientes en
relaciones C: N de 5: 1, 10: 1 y 20: 1, en cconjunto con un tratamiento de control sin
bioestimulación (relación inicial C: N de 11,7: 1), temperatura de 32ºC y pH de 7. La
bioestimulación de nutrientes promovió la absorción y acumulación de cadmio en plantas
inoculadas. El contenido de cadmio en las raíces, tallos y hojas de plantas inoculadas con
Arthrobacter sp., después del trasplante en suelo con bioestimulación de nutrientes durante
tres meses fue mayor que el del testigo no inoculado sin bioestimulación en 71,6%, 96,1%
79
y 43,0%, respectivamente, el efecto de estimulación de la adición de nutrientes sobre los
microorganismos autóctonos, se observó que después del trasplante durante dos meses en
condición de bioestimulación, las plantas inoculadas con Arthrobacter sp.- y Micrococcus
sp. presentaron un contenido de cadmio mayor que la planta no inoculada, en 3.36 y 3.22
veces, respectivamente. Entre las diferentes relaciones C: N, las concentraciones más altas
de cadmio biodisponible en el suelo se encontraron en una relación C: N de 20: 1 con
inoculación bacteriana. Suelo con Arthrobacter sp., la inoculación a una relación C: N de
20: 1 tuvo la concentración más alta de cadmio biodisponible; 29,4 y 38,2% más alto que
el suelo no inoculado con y sin bioestimulación de nutrientes.
3.2.4 SINERGIA ENTRE MICROORGANISMOS EN BIORREMEDIACIÓN
La sinergia hace referencia a un fenómeno por el cual actúan en conjunto varios
factores, o varias influencias, observándose así un efecto conjunto adicional del que hubiera
podido esperarse operando independientemente. La sinergia se puede utilizar como
estrategia de biorremediación que permite aprovechar la acción conjunta de los microbios
para degradar un contaminante.
(Cui et al., 2017) Desarrollo su estudio en biorremediación de la contaminación
por metales pesados utilizando un agente microbiano compuesto de Mucor circinelloides,
Actinomucor sp. y Mortierella sp. En su investigación tomó los relaves de la mina en la
ciudad de Anshan como área de remediación. Se seleccionaron Pb, Mn y Zn como
elementos principales para futuras investigaciones debido a su alta concentración. Se
exploró una fórmula especial de agente microbiano compuesto basada en las características
del suelo de relaves. Las condiciones óptimas del agente microbiano compuesto fueron
aproximadamente 1,2 mL de IIA, pH de 7 y temperatura de 26 ° C. En la etapa inicial del
proceso de biorremediación (7 días), Kentonobacteria fue el microbio dominante en el
grupo de tratamiento, 14 días después, Acidobacteriase convirtió en la bacteria dominante
que aumentó de 2,50 % (7 días) a 19,58% (49 días). El microbio dominante en el grupo de
control fue Betaproteobacteria y Ascomycota. Las capacidades máximas de adsorción de
80
Pb, Mn y Zn fueron 77,42 mg / g, 75,00 mg /g y 68,57mg / g. La eficiencia de
inmovilización de metales pesados fue de hasta 74,98% (Zn), 85,29% (Pb) y 79,41% (Mn).
Por su parte (Jin et al., 2019) estudiaron la cepa del hongo Simplicillium chinense
QD10 en conjunto con Phragmites communis (Carrizo) para remediación de Pb y Cd en
suelos contaminados artificialmente. Los resultados del experimento mostraron que el
hongo presentó una capacidad de biosorción de los metales de 88,5 y 57,8 g/kg para Cd y
Pb a un pH 7, temperatura de 30ºC. El trabajo conjunto de Phragmites communis y
Simplicillium chinense QD10, presento una eficacia de 59,6% Cd y el 75,2% Pb en 8 meses
de tratamiento.
3.2.5 CICLODEXTRINAS (CD) Y RAMNOLÍPIDOS EN BIORREMEDIACIÓN
Se ha desarrollado una amplia variedad de técnicas, pero muchas de ellas están
asociadas con inconvenientes, como pueden ser complejidad, altos costos, riesgos
ambientales, entre otros (Zhi et al., 2020). Las ciclodextrinas son oligosacáridos cíclicos
obtenidos de la degradación enzimática del almidón, compuestos de unidades de glucosa
asociadas por enlaces α-1,4-glicosídicos. Sus principales representantes son CD nativos, α,
β y γ con 6-8 unidades de glucosa, respectivamente, ver figura 20. (Morillo et al., 2020).
El interés que fomenta este tipo de moléculas está asociado a una característica
peculiar en su estructura, las CD poseen caras hidrófilas, debido a la presencia de grupos
hidroxilo primarios y secundarios, y una cavidad interior hidrófoba capaz de encapsular
moléculas orgánicas hidrófobas (formación de complejos). De igual manera pueden formar
complejos de metal-CD, debido a la presencia de grupos hidroxilo primarios y secundarios
en las CD nativas proporcionando sitios de coordinación para quelar iones metálicos y
formar enlaces covalentes a pH básico, donde los grupos OH pueden desprotonarse y actuar
como nucleófilos (Prochowicz et al., 2016). Esta formación de complejos puede promover
la eliminación de metales de soluciones contaminadas y de suelos. Además, que su
aplicabilidad puede ser in situ o ex situ.
81
Figura 20. Especies de ciclodextrinas nativas. Fuente (Unknown, 2016).
Los CD pueden proporcionar diferentes efectos para mejorar la remediación de
suelos contaminados. En primer lugar, aumentan la biodisponibilidad de contaminantes
orgánicos hacia los microorganismos degradadores presentes en el suelo. Como
consecuencia, hay una mejora en la remoción y la posibilidad de su absorción por las
plantas. Además, proporcionan una ventaja adicional, por dado a que la encapsulación de
los contaminantes por los CD disminuye su toxicidad hacia las células bacterianas de
microorganismos y plantas, y la presencia de CD en el suelo bioestimula la actividad
microbiana del suelo porque también son fuentes de carbono.
(Jiang et al., 2020) utilizaron compuetos de β-ciclodextrina / MCM y quitosano /
MCM como bioadsorbentes para los iones Cd2+. El quitosano/MCM y la β-
ciclodextrina/MCM lograron capacidades de absorción de 122,4 y 152,2 mg/g, a un pH de
7 y temperatura de 30ºC respectivamente donde se mostró una eficacia de eliminación de
83,4% para CD y 62% para quitosano, los intervalos de absorción probados (30 min a 720
min). Por su parte (Li et al., 2018) llevaron a cabo un experimento en macetas para
investigar el efecto de una serie de concentraciones de β-ciclodextrina (β-CD) sobre la
biorremediación del suelo contaminado con Cd (7,96 mg /kg), utilizando amaranto y el
hongo de la pudrición blanca Phanerochaete chrysosporium. Los resultados del estudio
mostraron que, de los tratamientos evaluados, RF +β 1.2 (Suelo plantado inoculado con el
hongo y agregado con 1.2% de β-CD (P/P)) logró una eficiencia de 65,6 % en la eliminación
de Cd. Así mismo, (Usman et al., 2019) prepararon moléculas de hidroxipropil-β-
82
ciclodextrina grafeno (HP-β-CD-GO) a partir de hidroxipropil-β-ciclodextrina y óxido de
grafeno (GO), cargadas con nanopartículas de Fe3O4 por el método hidrotermal para obtener
una nanopartícula magnética, para la adsorción de Pb (II). Los resultados del ensayo
mostraron una adsorción de Pb de 50,39 mg/g, con eficiencia del 80% trabajando a pH
menor de 6.
Otra estrategia de optimización empleada en biorremediación es el uso de
ramnolípidos, principalmete para recuperar ambientes contaminados con hidrocarburos
aromáticos policiclicos (HAP) y metales pesados como Cu, Pb y Cd. Los ramnolípidos
comúnmente conocidos como tensoactivos bacterianos, son una clase de glicolípidos
producidos por microorganismos, de los cuales los de mayor potencial aplicativo son los de
Pseudomonas aeruginosa. De acuerdo con (Giraldo et al., 2015) estos tensoactivos
microbianos, pueden obtenerse a partir de diversos sustratos de bajo costo que van desde
azúcares hasta hidrocarburos, también se incluyen compuestos tales como alcanos,
piruvatos, citratos, fructosa, aceites vegetales, glicerol, glucosa, así como residuos
agroindustriales o aceites vegetales reciclados usados como fuentes de carbono.
La figura 21. Ilustra la representación molecular de ramnolipidos, tenemos un
centro hidrófilo que consta de una (mono-ramnolípidos) o dos (di-ramnolípidos) moléculas
de ramnosa, mientras que la parte hidrófoba está representada por dos (o más raramente
uno) ácidos grasos β-hidroxi, saturados o insaturados, de diferentes longitudes de cadena
(C 8 -C 24 ).
83
Figura 21. Representacion molecular de mono-ramnolipidos (parte superior), di- ramnolipidos
(parte inferiror), producidos por la cepa Pseudomonas aeruginosa . Fuente (Giraldo et al., 2015)
El estudio de (Boveiri et al., 2019) para la eliminación de Cd en soluciones
acuosas, utilizando conjuntamente ramnolípidos de la cepa Pseudomonas aeruginosa
MA01 y residuos de carbón, mostró una eficiencia de adsorción del metal del 99,6% en 60
minutos trabajándose con una concentración de 100 ppm de Cd, a un pH de 9; el reporte
también muestra que la eliminación de cadmio tubo una disminución significativa a valores
de pH de 3 y 11 con valores de eficiencia de 6,6% y 66%, respectivamente. Por su parte
(Salamat et al., 2018) evaluaron la adsorcion de Pb mediante la produccion de
biosurfactante de la cepa grampositiva Bacillus sp, se observó adsorción bacteriana de
plomo a una concentración de 50 mg /l del medio de cultivo. El porcentaje de eliminación
de plomo se calculó como 82% de la concentración de Pb en 2.5 h. La máxima absorción
de plomo se produjo después de 30 min de la inoculación a temperatura de 30ºC y pH 6.
(Tang et al., 2018) utilizaron ramnolípidos para mejorar la eficiencia de la técnica
electrocinética de remediación, en la eliminación de Pb y Hg (52,5 mg/kg y 18,1 mg/kg) de
lodos de aguas residuales a pH 7-8. Los resultados mostraron eficiencias de eliminación de
Pb (30,8%) y Hg (30%) en el tratamiento sin ramnolípidos. Sin embargo, cuando se aplicó
electrocinética y ramnolípidos se logró una eficiencia del 64% para Pb y 35% para Hg, el
84
trabajo concluye que debido a los grupos funcionales de ramnolípidos, como carboxilo e
hidroxilo, estos grupos tienen la capacidad de formar complejos móviles de metales pesados
y facilitar su eliminación.
Con los reportes de tecnologías de biorremediación y estrategias de optimización
expuestas en este capítulo se resume y concluye lo siguiente:
La eficiencia del proceso remediativo, es evaluada principalmente en base al tiempo
requerido para lograr una concentración aceptable o la eliminación del contaminante en la
matriz de estudio, así como el porcentaje de eficiencia presentado en el experimento. De las
tecnologías de biorremediación estudiadas en este capítulo tenemos: la electroquímica
microbiana presenta porcentajes de eficiencia de 43,2 para la remediación de Cd y 31,6 para
Pb. La tecnología de biorremediación con biocarbón reporto eliminación de Cd en 35 días
aplicada in situ, tal como lo reporto (Xiao et al., 2021), combinada con microorganismos
como lombrices y bacterias, disminuyendo su eficiencia a 30%. En cuanto al diseño de
microorganismos, la gran parte de las investigaciones se reportan ex situ. Aún se presentan
desafíos en esta tecnología para ser aplicada in situ, como tolerancia a las condiciones
extremas de contaminantes, toxicidad entre otras presentes en un ambiente natural, (De
Oliveira et al., 2020) aplicó un hongo modificado genéticamente para biorremediar Cd, el
hongo modificado logró eliminar el Cd en el medio de cultivo con una eficacia del 84% en
un tiempo de 72 horas.
Por su parte la aplicación de nanopartículas presentó eficacia entre baja y aceptable
en un tiempo estimado de 42 días, para la eliminación de metales como el Cd y Pb, (56,4 y
43,1%) respectivamente, con nanopartículas de hierro de valencia cero (Xue et al., 2018).
Para el Hg presento una eficiencia de 57,1 % en 65 días con nanopartículas de selenio
(Wang et al., 2017). Aunque la aplicación de nanopartículas en biorremediación es un
campo en investigación, aun presenta desafíos en cuanto al conocimiento en los que se
identifican: insuficiente definición del punto en el que de hecho las propiedades cambian
en relación con el tamaño, las implicaciones de la interacción de las nanoestructuras con el
medio natural entre otras. De forma que su uso debe cuestionarse, por los riesgos a la salud
85
que pueden generar el tamaño y la facultad de atravesar membranas, incurriendo en
problemas de toxicidad.
Así mismo el uso de tecnologías de biorreactores, reportado eficiencias altas 99 y
99,8 % en el tratamiento de Cd y Hg, en 170 y 7 días respectivamente (Huang et al., 2017;
Fard & Mehrnia, 2017). Se puede decir que los biorreactores son un sistema muy
prometedor por el control que se le puede dar a cada variable, permitiendo crear condiciones
óptimas a los microbios; en remediación, su uso se limita al equipamiento y montaje para
ser aplicado in situ.
De las tecnologías expuestas, presento mayor eficiencia el uso de biorreactores
(99,8%). Así mismo para el tiempo de eliminación, esta misma tecnología presento un
tiempo menor (7 días). De modo que se puede sugerir el uso de biorreactores por su menor
tiempo de aplicación y alta eficiencia en la eliminación de metales tales como Cd y Hg
aplicados ex situ.
Otro punto de análisis en este capítulo son las técnicas de optimización que permiten
la mejora del proceso biorremediativo. Analizándolas del mismo modo (% eficiencia y
tiempo), tenemos: los materiales de membrana, específicamente membranas de intercambio
iónico, presentaron una eficacia del 31,6 % y 43,2% en la remoción de Pb y Cd
respectivamente, en un tiempo de 8 horas, de acuerdo con (Berbar et al., 2019). La eficacia
de estos materiales se aplica directamente a las propiedades de la membrana, las cuales
están determinadas por el tipo de grupos funcionales cargados unidos a la matriz de la
misma y la afinidad del metal. Por otra parte, otras técnicas de optimización con un objetivo
inclinado más a la parte biológica y bioquímica de los microorganismos, son los biofilms
con eficacia de aplicación en la remoción de Hg y Cd de 90,7 y 80,5 % en 93 y 9 días
respectivamente (Huang et al., 2019; Wu et al., 2017), esta técnica es beneficiosa porque
busca inducir al refuerzo de las comunidades microbianas existentes en un ambiente
contaminado. Así mismo la sinergia entre microorganismos, presento una eficiencia del
85,2 y 75,2% en la eliminación de Pb, en 49 días y 8 meses respectivamente, de acuerdo a
los estudios de (Cui et al., 2017; Jin et al., 2019); del mismo modo presento eficacia de
59,6% en 8 meses cuando es aplicada al Cd (Jin et al., 2019).
86
Por su parte al aplicar la técnica de bioaumentación enriqueciendo el suelo con
nutrientes y cepas bacterias, se obtuvo una eficacia de 96,1% en la remoción de Cd
(Rojjanateeranaj et al., 2017) en 3 meses; también se logró eliminar un 50% de Hg en 28
días (Mahbub et al., 2017). Por su parte las Ciclodextrinas CD contribuyeron a la
eliminación de 83,4% de Cd en 12 horas (Jiang et al., 2020) y Pb en un 80% de eficacia
(Usman et al., 2019). Los ramnolípidos contribuyeron a la eliminación de Cd (99,6%), Pb
(82%) y Hg (35%) en 1 hora, 30 minutos respectivamente (Boveiri et al., 2019; Salamat et
al., 2018; Tang et al., 2018).
Con respecto a la eficiencia, las técnicas de optimización presentaron resultados
mayores comparadas con las tecnologías de biorremediación expuestas en este capítulo.
Dentro de estas técnicas, se destaca con un porcentaje alto la aplicación de Ramnopilidos
(99, 6%), así mismo también registro un menor tiempo de acción (1 hora) en la eliminación
de Cd. Seguida de la técnica de bioaumentación con 96,1% de eficiencia.
Del mismo modo, este capítulo permite discutir otros aspectos de las tecnologías
de biorremediación tales como:
Se pudo conocer que la mayoría de los contaminantes no se degradan o eliminan
en el medio ambiente, o lo hacen lentamente, debido a la falta de un donante o aceptor de
electrones adecuado. Las estrategias actuales de biorremediación se centran, por tanto, en
la provisión de este donante / aceptor. Los procesos electroquímicos microbianos tratan este
problema proporcionando o extrayendo electrones directamente a través de un electrodo o
un donante / aceptor de electrones en estado sólido, como el hierro de valencia cero. Por
tanto, puede establecerse una interacción directa y bastante específica entre el donante /
aceptor y el biocatalizador.
También se debe tener en cuenta que los sistemas bioelectroquimicos BES
estimulan bacterias específicas en el sistema a través de reacciones electroquímicas que
pueden mejorar la actividad metabólica de las bacterias. Los sistemas pueden proporcionar
más electrones para mejorar la eficiencia de la degradación de contaminantes
87
4. CONCLUSIONES
Con base a la información científica citada en este trabajo, se concluye lo siguiente:
Hay suelos con graves problemas de contaminación por metales pesados en el
mundo, es notorio el riesgo a la salud pública y al ecosistema, por lo que se deben tomar
medidas en el tratamiento y rehabilitación de los mismos.
Los reportes aquí expuestos para la biorremediación de Hg, Cd y Pb, mostraron
una eficiencia variada utilizando diversos tipos de microorganismos y técnicas, se
observaron eficiencias en un rango de 20-99%. Sin embargo, la biorremediación es una
tecnología que necesita más estudio por los diversos factores bióticos y abióticos que la
limitan.
En cuanto al uso de microorganismos para el tratamiento de Hg, Cd y Pb se sugiere
utilizar cepas bacterianas como Pseudomonas aeruginosa para contaminantes como Hg
dado a su capacidad de adsorción máxima de 180 mg/g, o microalgas como Phormidium sp,
quien presenta una eficiencia de 92,2% en eliminación de Hg. Para Cd se sugiere el uso de
microalgas como Chlorella sp y Scenedesmus quienes presentan eficacias del 92,5 y 60,5%
en la eliminación de Cd respectivamente. Del mismo modo para Pb, se sugiere algas como
Fucus vesiculosus y hongos como Aspergillus niger por sus capacidades de adsorción del
metal (229 y 172 mg/g), también se recomienda el uso de microalgas como Phormidium sp
(eficacia de 92,2%) y Chlorella sp. (eficacia de 78%) en la eliminación de Pb.
No se recomienda el uso de microorganismos extremórfilos dado a que hay poca
información de su uso aplicado a remediación biológica. Se conoce que pueden vivir en
ambientes extremos, sin embargo, su utilidad es limitada dado a su aislamiento y manejo
de las condiciones en las que sobreviven.
Por eficiencia (99 y 99,8 %) y tiempo se recomienda el uso de tecnologías como
biorreactores, específicamente para el tratamiento de Cd y Hg. Del mismo modo se sugiere
el uso de técnicas de optimización como bioaumentación y ramnolípidos para el tratamiento
de Cd, biofilm para Hg, sinergia entre microorganismos y uso de ramnolípidos para Pb.
88
Técnicas como materiales de membrana y sinergia de microorganismos aún están en
estudio.
Se ha incursionado en crear bacterias modificadas genéticamente con un nivel
adecuado de certeza ambiental para su liberación en campo. De igual manera existen
limitaciones en el diseño de bacterias, como son la supervivencia de las mismas a ambientes
extremos de contaminación. Aún está en estudio los mecanismos que permitan optimizar a
las bacterias en la remediación de Hg, Cd y Pb.
Recomendaciones:
Muchos de los estudios publicados se investigaron en condiciones de laboratorio
controladas arbitrariamente. El diseño de parámetros experimentales debe tratar
de simular las condiciones naturales, incluidas las condiciones climáticas,
meteorológicas, contaminantes y estrés oxidativo.
Para sitios con presencia de altas concentraciones de metales pesados, los
microorganismos y plantas deben ser tratados en un periodo de adaptación y
dopaje, de igual forma se necesita un tratamiento posterior para evitar la
contaminación segundaria una vez removidas las plantas.
Los mecanismos de interacción de diferentes contaminantes en los procesos de
Biorremediación necesitan más estudio, para enriquecer las investigaciones en
el diseño de microorganismos.
89
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![Presentación Biorremediación 2014 [Recuperado]](https://img.pdfslide.es/doc/110x75/55cf8d275503462b139275ad/presentacion-biorremediacion-2014-recuperado.jpg)
